UNIVERSIDADE FEDERAL DE PERNAMBUCO COMISSÃO …
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UNIVERSIDADE FEDERAL DE PERNAMBUCO
CENTRO DE TECNOLOGIA E GEOCIÊNCIAS
DEPARTAMENTO DE ENERGIA NUCLEAR
COMISSÃO NACIONAL DE ENERGIA NUCLEAR
CENTRO REGIONAL DE CIÊNCIAS NUCLEARES DO NORDESTE
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM TECNOLOGIAS ENERGÉTICAS E
NUCLEARES
ARYKERNE NASCIMENTO CASADO DA SILVA
DESENVOLVIMENTO DE UM MODELO COMPUTACIONAL PARA SIMULAÇÃO
DA TRANSFERÊNCIA DE RADIOISÓTOPOS NATURAIS DO SOLO PARA A
POPULAÇÃO ADJACENTE
Recife
2019
ARYKERNE NASCIMENTO CASADO DA SILVA
DESENVOLVIMENTO DE UM MODELO COMPUTACIONAL PARA SIMULAÇÃO
DA TRANSFERÊNCIA DE RADIOISÓTOPOS NATURAIS DO SOLO PARA A
POPULAÇÃO ADJACENTE
Tese apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Tecnologias Energéticas e
Nucleares da Universidade Federal de
Pernambuco, como requisito parcial para a
obtenção do título de Doutor em Ciências
Nucleares.
Área de Concentração: Dosimetria e
Instrumentação nuclear.
Orientador: Profº. Dr. Romilton dos Santos Amaral.
Coorientador: Profº. Dr. José Wilson Vieira.
Recife
2019
Catalogação na fonte Bibliotecário Carlos Moura, CRB-4 / 1502
S586d Silva, Arykerne Nascimento Casado da. Desenvolvimento de um modelo computacional para
simulação da transferência de radioisótopos naturais do solo para a
população adjacente. / Arykerne Nascimento Casado da Silva. -
Recife, 2019. 122 f. : il., figs., gráfs., tabs.
Orientador: Prof. Dr. Romilton dos Santos Amaral. Coorientador: Prof. Dr. José Wilson Vieira.
Tese (doutorado) – Universidade Federal de Pernambuco. CTG. Programa de Pós-Graduação em Tecnologias Energéticas e Nucleares, 2019. Inclui referências e apêndices.
1. Engenharia nuclear. 2. Modelo computacional. 3. Resrad. 4.
Cenário de exposição. 5. Radionuclídeos primordiais. I. Amaral,
Romilton dos Santos, orientador. II. Vieira, José Wilson,
coorientador. III. Título.
621.48 CDD (22. ed.) UFPE/BDEN-2019/13
ARYKERNE NASCIMENTO CASADO DA SILVA
DESENVOLVIMENTO DE UM MODELO COMPUTACIONAL PARA SIMULAÇÃO
DA TRANSFERÊNCIA DE RADIOISÓTOPOS NATURAIS DO SOLO PARA A
POPULAÇÃO ADJACENTE
Tese apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Tecnologias Energéticas e
Nucleares da Universidade Federal de
Pernambuco, como requisito parcial para a
obtenção do título de Doutor em Ciências
Nucleares.
Aprovada em: 25/02/2019.
BANCA EXAMINADORA
________________________________________________
Profº. Dr. Romilton dos Santos Amaral (Orientador)
Universidade Federal de Pernambuco
_______________________________________________
Prof. Dr. José Wilson Vieira (Coorientador)
Instituto Federal de Pernambuco
_______________________________________________
Profº. Dr. José Araújo dos Santos Júnior (Examinador Interno)
Universidade Federal de Pernambuco
_______________________________________________
Profº. Dr. Alberto Antônio da Silva (Examinador externo)
Instituto Federal de Pernambuco
______________________________________________
Profº Dr. Viriato Leal Neto (Examinador externo)
Instituto Federal de Pernambuco
_____________________________________________
Profº. Dr. Alex Souza Moraes (Examinador externo)
Universidade Federal Rural de Pernambuco
Dedico este esforço à Lília, Arthur e Laís pelo amor que me concederam sempre.
Também à Ledice e Nilson (ambos In memoriam) que me deram a vida.
AGRADECIMENTOS
À minha esposa Lília de Souza Campos, que compartilha comigo mais de trinta anos
de uma jornada pela vida. Estamos sempre buscando nossos sonhos juntos e este não foi
diferente. Este trabalho, desenvolvido com muito esforço e dedicação, se tornou possível ao
lado da mulher, companheira, mãe e professora que eu amo.
Ao meu filho Arthur Campos Casado, por se tornar um homem bom, profissional da
educação e por compartilhar a vida ao meu lado.
À minha filha Laís Campos Casado, que segue a passos largos, através da Sociologia,
pelo caminho da coerência e respeito ao próximo.
Ao Prof. Dr. Romilton dos Santos Amaral, orientador que acreditou que um servidor
técnico administrativo e não tão jovem poderia contribuir para o conhecimento científico no
grupo de Radioecologia.
Ao Prof. Dr. José Wilson Vieira, coorientador que distribui conhecimentos complexos
como se fossem versos.
Ao Prof. Dr. José Araújo dos Santos Júnior, profissional de múltiplas habilidades,
sempre disposto a dirimir dúvidas, revisar textos, providenciar soluções para problemas
complicados e acreditar que é sempre possível fazer mais e melhor. Acrescentando um
agradecimento especial pela permissão do uso dos dados do seu trabalho de tese, conquanto
sem essa informação, as simulações não seriam possíveis.
Aos professores do Programa de Pós-Graduação em Tecnologias Energéticas e
Nucleares (PROTEN) do Departamento de Energia Nuclear (DEN) da Universidade Federal
de Pernambuco (UFPE) que me ajudaram a perceber a importância do conhecimento e da
pesquisa científica para o nosso país.
A todos os companheiros e companheiras de curso que me fizeram sentir o que é ser
aluno novamente.
Aos servidores do DEN que mantem a estrutura física e administrativa sempre
funcionando. Especialmente Lia, sempre disposta a nos ajudar na limpeza e organização da
sala.
RESUMO
Dados de atividade específica de amostras de solo, de uma região com anomalia em
minério de urânio localizada no agreste do estado de Pernambuco, foram utilizados para
desenvolver um modelo para simular a dose e a transferência de radioisótopos primordiais e
seus descendentes para a população adjacente. O modelo foi desenvolvido através da seleção
da região com anomalia radioativa decorrentes das concentrações de atividade do 238
U, 232
Th
e 40
K no solo, utilizando o cenário de um agricultor residente, produzindo para consumo
próprio alimentos vegetais, proteína animal e água potável provenientes do solo anômalo. O
código computacional Resrad Onsite 7.2 foi selecionado para execução das simulações por
estar disponível gratuitamente através da rede mundial Internet, também por ser validado por
uma série de instituições relacionadas a estudos sobre radioatividade ambiental. O código
permite a projeção da dose total equivalente efetiva futura, a estimativa do período de
ocorrência da dose e permite fazer a análise da liberação do uso do solo. O resultado das
simulações, utilizando o modelo desenvolvido, calculou 42,87 mSv.a-1
como a dose máxima
após 62 simulações com as atividades específicas dos radioisótopos primordiais do modelo. A
previsão é que essa dose ocorra no tempo de exposição de aproximadamente 48 anos após o
início da obtenção das amostras que começou em 2004. Em conjunto com o pico de dose, a
simulação demonstrou que a área analisada precisa de restrições em termos de uso do solo,
após calcular e comparar as frações de atividade específica de cada amostra com o valor 0,25
mSv.a-1
, valor limite definido pela Comissão Regulatória Nuclear dos Estados Unidos.
Palavras-chave: Modelo computacional. Resrad. Cenário de exposição. Radionuclídeos
primordiais.
ABSTRACT
Specific activity data of soil samples of a region with an anomaly in uranium ore,
located in the Agreste of the state of Pernambuco, were used to develop a model to simulate
the dose and transfer of primordial radioisotopes and their descending to the adjacent
population. The model was developed through the selection of the region with radioactive
anomaly resulting from activity concentrations of 238
U, 232
Th, and 40
K in soil, using the
scenario of a resident farmer producing for its own consumption plant foods, animal protein
and drinking water from the anomalous soil. The Resrad Onsite 7.2 computational code was
selected for the execution of the simulations, because it is available free through the World
Wide Web, also for being validated by a series of institutions related to studies on
environmental radioactivity. The code allows the projection of the total effective equivalent
dose in the future, the estimation of the period of dose occurrence and the analysis of the
release of the soil use. The result of the simulations, using the developed model, calculated
42.87 mSv.y-1
as the maximum dose after 62 simulations with the specific activities of the
primordial radioisotopes of the model. It is expected the occurrence of this dose at the
exposure time approximately 48 years after the collecting of the soil samples that started in
2004. In addition to the dose peak, the simulation demonstrated that the area under analysis
needs restrictions in terms of radiation protection, after calculating and comparing the
fractions of specific activity of each sample with a value of 0.25 mSv.y-1
, a limit defined by
the United States Nuclear Regulatory Commission.
Keywords: Computational model. Resrad. Exposure scenario. Primordial radionuclides.
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 – Ilustração de uma mina subterrânea para exploração de
metais no século XVI .................................................................
23
Figura 2 – Testes com armas nucleares na atmosfera .............................. 26
Figura 3 – Localização de alguns testes (círculos vermelhos) com
armas nucleares realizados ao ar livre ....................................
26
Figura 4 – Doses estimadas de radiação individual devido às fontes
naturais e antrópicas .................................................................
29
Figura 5 – Doses anuais estimadas por pessoa a partir de fontes
naturais .......................................................................................
30
Figura 6 – Séries do 238
U e do 232
Th ........................................................... 35
Figura 7 – Atividades do radionuclídeo pai X e do radionuclídeo filho
Y com a obtenção do equilíbrio secular ...................................
36
Figura 8 – Distribuição das fontes de exposição natural e antrópica ...... 47
Figura 9 – Representação gráfica de um cenário hipotético
considerando uma fonte radioativa em forma de área ..........
53
Figura 10 – Geometria da fonte quando a distribuição dos
radionuclídeos é considerada uniforme ...................................
56
Figura 11 – Área com anomalia radioativa de formato irregular
(tracejado azul) corrigida por 4 cilindros concêntricos
(vermelho, verde, azul escuro e lilás) .......................................
57
Figura 12 – Geometria considerada para o cálculo do fator de forma ..... 58
Figura 13 – Geometria considerada para integração do fator de área
para um elemento infinitesimal ................................................
58
Figura 14 – Vias dos radionuclídeos naturais no meio ambiente .............. 63
Figura 15 – Localização do município de Pedra – Pernambuco ............... 71
Figura 16 – Direção da simulação para o cálculo da dose futura de uma
região radiologicamente anômala ............................................
77
Figura 17 – Sítio de acesso ao Resrad Onsite 7.2 ........................................ 78
Figura 18 – Inserindo os radionuclídeos e suas atividades ........................ 81
Figura 19 – Crescimento da taxa de dose total equivalente efetiva
(mSv.a-1
) devido ao 228
Ra nos percursos solo e vegetais ........
91
Figura 20 – Representação da taxa de dose total equivalente máxima
por tempo de ocorrência ........................................................... 95
Figura 21 – Fator de atividade específica máxima (adimensional) e taxa
de dose máxima total (mSv.a-1
) por número da amostra .......
97
Figura 22 – Dispersão do somatório das frações das atividades
específicas ................................................................................
99
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 – Alguns dos radionuclídeos primordiais e seus tempos de
meias-vidas físicas ........................................................................
24
Tabela 2 – Dose média de radiação a partir de fontes naturais ................. 48
Tabela 3 – Exposição anual devido às fontes de radiação ionizante
natural e artificial ........................................................................
49
Tabela 4 – Fatores de forma estimados para 5 áreas com diferentes
dimensões ......................................................................................
57
Tabela 5 – Valores de atividades específicas de amostras de solo da
região analisada ...........................................................................
72
Tabela 6 – Taxa de dose total equivalente efetiva e a fração limite de
dose por tempo de exposição ......................................................
86
Tabela 7 – Contribuições da taxa de dose total equivalente efetiva
(mSv.a-1
) e da fração limite de dose em compartimentos
ambientais secos e úmidos em t ≈ 49 anos .................................
88
Tabela 8 – Contribuições da taxa de dose total equivalente efetiva
(mSv.a-1
) e da fração limite de dose do solo em função do
tempo (anos) e de todos os compartimentos ambientais ..........
89
Tabela 9 – Estimativa do valor da concentração máxima individual no
tempo de ocorrência da dose máxima .......................................
89
Tabela 10 – Contribuições da taxa de dose total equivalente efetiva do
228Ra nos compartimentos ambientais secos (mSv.a
-1) ............
90
Tabela 11 – Taxa de dose equivalente efetiva total máxima, tempo de
ocorrência e soma das frações da atividade específica ............
93
LISTA DE QUADROS
Quadro 1 – Dados básicos do 238
U ................................................................ 37
Quadro 2 – Dados básicos do 232
Th .............................................................. 39
Quadro 3 – Dados básicos do 40
K ................................................................. 40
Quadro 4 – Dados básicos do 226
Ra .............................................................. 42
Quadro 5 – Dados básicos do 222
Rn .............................................................. 43
Quadro 6 – Vias de exposição para alguns cenários utilizados ................. 55
Quadro 7 – Prováveis vias de transferências dos radionuclídeos ............. 62
Quadro 8 – Códigos computacionais para simular a exposição ao
NORM .......................................................................................
75
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
AEC Atomic Energy Commission
ALARA As Low As Reasonably Achievable
ANL Argonne National Laboratory
CFR Code of Federal Regulations
CNEN Comissão Nacional de Energia Nuclear
DCF Dose Conversion Factor
DEN Departamento de Energia Nuclear
DOE United States Department of Energy
DOSDIM Dose Distribution Model
EDE Effective Dose Equivalent
EMRAS Environmental Modelling for Radiation Safety
EPA Environmental Protection Agency
ETF Environmental Transport Factor
EUROATOM European Atomic Energy Community
IAEA International Atomic Energy Agency
ICRP International Commission on Radiological Protection
ICRU International Commission on Radiation Units and Measurements
MCNP Monte Carlo N-Particle
NORM Normally Occurring Radioactive Material
NPK Nitrogênio, Fósforo e Potássio
NRC Nuclear Regulatory Commission
ONU Organização das Nações Unidas
PHE Public Health England
ERA Grupo de Radioecologia
RC Razão de Concentração
RESRAD Residual Radioactive
SF Source Font
TENORM Technologically Enhanced Naturally Occurring Radioactive
Materials
UFPE Universidade Federal de Pernambuco
UNSCEAR United Nation Scientific Committee on the Effects of Atomic
Radiation
URSS União das Repúblicas Socialistas Soviéticas
USNRC United States Nuclear Regulatory Commission
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO ............................................................................................. 18
2 OBJETIVOS ........................................................................................ 21
2.1 OBJETIVO GERAL ............................................................................. 21
2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS .............................................................. 21
3 REVISÃO DE LITERATURA .............................................................. 22
3.1 UM RESUMO TEMPORAL DOS FENÔMENOS RADIOATIVOS ...... 22
3.1.1 O Surgimento do Universo .......................................................................... 22
3.1.2 A Revolução Industrial ................................................................................ 24
3.1.3 A Segunda Guerra Mundial ......................................................................... 25
3.1.4 As Instituições Reguladoras ......................................................................... 27
3.1.5 A Radiação Ambiental ................................................................................. 28
3.2 FONTES DE EXPOSIÇÃO HUMANA À RADIOATIVIDADE
NATURAL ....................................................................................................
31
3.2.1 Fontes de Radioatividade Natural ............................................................. 32
3.2.1.1 As Séries de Decaimento Natural ................................................................. 33
3.2.1.2 Equilíbrio Secular e Desequilíbrio ............................................................... 34
3.2.1.3 O Urânio ....................................................................................................... 36
3.2.1.4 O Tório ......................................................................................................... 38
3.2.1.5 O Potássio .................................................................................................... 40
3.2.1.6 O Rádio ........................................................................................................ 41
3.2.1.7 O Radônio .................................................................................................... 42
3.3 EXPOSIÇÃO DOS SERES HUMANOS À RADIOATIVIDADE
AMBIENTAL NATURAL ..........................................................................
44
3.4 CÁLCULO DE DOSES PARA DIFERENTES FAIXAS ETÁRIAS ......... 50
3.5 CENÁRIOS DE EXPOSIÇÃO À RADIAÇÃO IONIZANTE DE REGIÕES
ANÔMALAS ...............................................................................................
52
3.6 GEOMETRIA DA FONTE E FATOR DE FORMA PARA RADIAÇÃO
GAMA .........................................................................................................
54
3.6.1 Fator de Forma Para Superfície .............................................................. 55
3.6.2 Fator de Forma para a Profundidade ..................................................... 57
3.7 MODELAGEM DE CENÁRIOS DE EXPOSIÇÃO À RADIAÇÃO
IONIZANTE NATURAL DE REGIÕES ANÔMALAS .............................
60
3.8 MODELOS DE VIAS DE TRANSFERÊNCIAS DOS
RADIONUCLÍDEOS DO MEIO AMBIENTE AO CORPO HUMANO ....
62
3.9 FATORES DE CONVERSÃO DE DOSE .................................................... 64
3.10 DIRETRIZES PARA CONCENTRAÇÕES DE RADIONUCLÍDEOS NO
SOLO .............................................................................................................
66
4 MATERIAIS E MÉTODOS .......................................................................... 69
4.1 O CENÁRIO DE EXPOSIÇÃO UTILIZADO ............................................. 69
4.2 ÁREA DE OBTENÇÃO DAS AMOSTRAS E CENÁRIO DO ESTUDO . 70
4.3 AMOSTRAS DE SOLO ............................................................................... 72
4.4 MODELAGEM COMPUTACIONAL DA TRANSFERÊNCIA DOS
RADIOISÓTOPOS ......................................................................................
74
4.5 O APLICATIVO RESRAD-ONSITE 7.2 ................................................... 76
4.5.1 Verificação e Validação do Resrad .......................................................... 77
4.5.2 Obtenção do Resrad .................................................................................. 78
4.5.3 Parâmetros Utilizados no Resrad Onsite 7.2 .......................................... 79
4.5.4 Inserindo os Radionuclídeos Naturais e Suas Atividades Específicas no
Resrad Onsite 7.2 ......................................................................................
80
4.5.5 Tempo de Exposição Até à Dose Máxima ............................................... 82
4.5.6 Área e Espessura da Camada de Solo da Região Anômala .................. 82
4.6 CONSOLIDAÇÃO DOS VALORES RESPOSTAS ................................. 84
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO ............................................................. 85
5.1 RESULTADO PARA AMOSTRA 1 ......................................................... 85
5.1.1 Projeção da Taxa de Dose Equivalente Efetiva Acumulada (Pico de
Dose) e da Fração Limite de Dose ..........................................................
85
5.1.2 Orientação para Concentração de Radionuclídeo Individual no Solo 87
5.1.3 Projeção da Taxa de Dose Equivalente Efetiva Futura (Pico de Dose) do
226Ra,
222Rn e
228Ra ..................................................................................
87
5.2 RESULTADOS CONSOLIDADOS DE TODAS AS SIMULAÇÕES ..... 91
5.2.1 Projeção Consolidada da Taxa de Dose Equivalente Efetiva Futura
(Pico de Dose) e da Fração Limite de Dose ............................................
91
5.2.2 Concentração Máxima Consolidada dos Radionuclídeos no Solo ...... 96
6 CONCLUSÕES ........................................................................................... 99
6.1 O RESRAD ONSITE 7.2 ............................................................................ 99
6.2 A PROJEÇÃO DA TAXA DE DOSE ........................................................ 100
6.3 A CONCENTRAÇÃO MÁXIMA DOS RADIONUCLÍDEOS NO SOLO 100
7 PERSPECTIVAS OU GRANDES DESAFIOS ....................................... 101
REFERÊNCIAS ......................................................................................... 103
APÊNDICE A – LISTA CATEGORIZADA DOS PARÂMETROS
UTILIZADOS PELO RESRAD ONSITE 7.2 .........................................
113
APÊNDICE B – TRABALHOS PUBLICADOS COMO AUTOR E
COAUTOR NOS ÚLTIMOS 04 ANOS ...................................................
116
18
1 INTRODUÇÃO
A vida, desde seu surgimento na superfície da terra, está sujeita às baixas doses ou a
níveis não significativos de radiação ionizante natural proveniente do cosmo e da crosta
terrestre. Essa radiação natural ubíqua é identificada como radiação de fundo ou, como citada
no meio científico, “background” radioativo. A radiação natural do solo e das rochas é
proveniente de elementos químicos radioativos formados a partir do surgimento da Terra e
denominados primordiais, sendo distribuídos de forma não uniforme na crosta terrestre, onde
uma maior concentração desses elementos na forma mineral produz uma anomalia radioativa
(MATHUTHU et al., 2016; HÁLA; NAVRATIL, 2003).
Os radionuclídeos naturais provenientes da crosta terrestre, com maior contribuição
para a radiação ionizante, são o 40
K e os elementos das séries de decaimento natural iniciadas
pelo 238
U e 232
Th. Em algumas regiões do planeta, a concentração desses isótopos radioativos
naturais alcança valores considerados preocupantes, sugerindo a realização de estudos de
qualificação e quantificação da exposição radioecológica interna e externa ao corpo humano
(TURHAN, GUNDUZ, 2008). Os elementos radioativos naturais podem contaminar órgãos e
tecidos por diversas vias ou percursos físicos de transferência como: alimentos, água e ar.
Nessa situação, ocorre a exposição interna dos seres vivos à radiação ionizante
(VASCONCELOS, 2010; YU et al., 2001). A Radioecologia é a ciência que se preocupa
principalmente com os efeitos dessa radiação e suas consequências sobre os seres humanos e,
de forma mais ampla, sobre a biota (CAFFREY et al., 2014).
Na década de 1970, a “International Atomic Energy Agency” (IAEA) já declarava ser
fato a exposição do homem às emissões radioativas naturais cósmicas e terrestres (SANTOS
JÚNIOR, 2009 apud KANNAN et al., 2002; IAEA, 1978). Porém, o problema é mais amplo e
anterior à constatação da IAEA, pois o progresso das ciências levou à descoberta dos
radionuclídeos artificiais ou antrópicos e ao desenvolvimento de diversas tecnologias
relacionadas, fazendo com que a exposição à radiação ionizante fosse ampliada, se tornando
uma preocupação progressiva. Estudos sobre a origem do universo indicam que, a matéria
surgiu de acordo com a “Teoria do Big Bang” e, consequentemente, surgiram os elementos
químicos radioativos e não radioativos (HALA, NAVRATIL, 2003; EISENBUD, GESSEL,
1997).
O Projeto Manhattan, desenvolvido no período de 1942 a 1947 com o objetivo de
produzir à fissão nuclear, foi o início da produção em larga escala de elementos radioativos
artificiais, provocando o surgimento de rejeitos com altos níveis de radiação ionizante
19
(SMITH, 2009). Cientificamente já foram identificados cerca de 3.000 nuclídeos, dos quais
apenas 261 são estáveis em termos nucleares (HÁLA, NAVRATIL, 2003). Na natureza são
conhecidos cerca de 340 nuclídeos, dos quais 70 são radioativos e encontrados principalmente
entre os metais pesados (EISENBUD, GESSEL, 1997).
Em termos de proteção radiológica, a exposição aos radionuclídeos naturais pode atingir
grandes grupos populacionais. Conquanto, os artificiais, com exceção daqueles gerados pelas
detonações dos artefatos atômicos no final da Segunda Grande Guerra Mundial (1939-1945),
pelos testes nucleares e pelos acidentes de Chernobyl (1986) e Fukushima (2011), atingem
grupos reduzidos de indivíduos. Estes, normalmente estão sujeitos às atividades laborais
relativas à produção de energia nuclear, radionuclídeos, radiofármacos e ao manuseio de
equipamentos que geram radiação gama e prótons (HÁLA, NAVRATIL, 2003).
A principal fonte de exposição do ser humano à radiação ionizante é o meio ambiente e,
de forma mais enfática, os solos e rochas. Porém, esta exposição depende de diversos fatores
como a concentração dos radionuclídeos naturais no solo, o tempo de meia-vida desses
elementos que normalmente é da ordem de 109 anos ou mais, a contribuição da radiação
cósmica, as propriedades do solo, o complexo sistema de deslocamento dos radionuclídeos na
natureza através da água, do solo e do ar, a diversidade de propriedades físico-químicas
relacionadas aos elementos químicos e o local no qual o ser humano vive e executa suas
atividades. Os efeitos sobre uma população exposta externamente à radiação ionizante natural
são estocásticos, porquanto, dependem da dose provocada das emanações do solo e das rochas
anômalas. Quanto à radiação interna, os efeitos também são estocásticos, porém mais críticos
caso venha a ocorrer a contaminação (IAEA, 2007; UNSCEAR, 1994; NRC, 1990).
A análise dos efeitos prejudiciais futuros à saúde do ser humano, como consequência da
exposição à radiação ionizante produzida apenas pela anomalia radioativa do solo, é um
problema desafiador que envolve três etapas. A primeira é a definição do cenário de
exposição ao qual o indivíduo está submetido. A segunda etapa envolve a previsão de como
os radionuclídeos do solo percorrem o meio ambiente até exporem, externa e ou internamente,
o ser humano aos seus efeitos deletérios. A terceira etapa está relacionada à previsão de qual
será a dose recebida pelo indivíduo e os prováveis efeitos prejudiciais à sua saúde (SMITH,
2009).
A complexidade do problema de avaliar os efeitos dos radionuclídeos no meio ambiente
é de tal porte que modelos, cenários, simulações e análises de incertezas são utilizados
constantemente nos estudos científicos, e nas avaliações de áreas que apresentam anomalias
radioativas naturais e ou contaminação por radionuclídeos artificiais (VASCONCELOS,
20
2010; UNSCEAR, 2008). Além disso, é necessário que medições radiométricas sejam
utilizadas em conjunto com os processos de simulação, de forma a fornecer previsões mais
realistas de todo o fenômeno. São utilizados também os modelos e as simulações com o
objetivo de rastrear o percurso dos radioisótopos no meio ambiente, além de se obter
previsões de dose e seus efeitos, como o risco de surgimento de câncer. É possível também
utilizar essa metodologia para verificar se existe a necessidade de impor restrições à ocupação
do solo e ao uso dos recursos naturais de uma região, como agricultura, caça, pesca, utilização
de água, exploração mineral e outros (IAEA, 2007).
21
2 OBJETIVOS
2.1 OBJETIVO GERAL
Este trabalho teve como principal objetivo utilizar valores de atividade específica de
radioisótopos naturais no solo (238
U, 232
Th e descendentes, além do 40
K) de uma área já
reconhecidamente anômala, para modelar e simular a exposição à radiação ionizante sobre
uma população rural residente nas circunvizinhanças.
2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS
A partir da modelagem e simulação, os objetivos específicos foram:
Escolher e analisar um código computacional adequado para o modelo desenvolvido;
Estimar a dose equivalente efetiva total máxima acumulada para um grupo crítico
residente em um cenário físico real;
Determinar o período de tempo em que a dose equivalente efetiva total máxima ocorrerá
(pico de dose);
Estimar a atividade específica máxima dos radionuclídeos 238
U, 232
Th e 40
K, que poderá
permanecer no solo sem extrapolar um limite de dose definido por organização
reguladora.
22
3 REVISÃO DE LITERATURA
3.1 UM RESUMO TEMPORAL DOS FENÔMENOS RADIOATIVOS
O ineditismo desta pesquisa e sua importância para a Radioecologia, ciência de amplo
espectro de conhecimentos relacionados à radioatividade, demanda a construção de uma linha
do tempo relativa aos principais acontecimentos históricos e científicos que consolidaram as
informações mais atuais sobre o assunto. Um desafio da Radioatividade Ambiental é
desenvolver novos entendimentos sobre o impacto das baixas doses de radiação ionizante
natural ambiental sobre o público, e esse desafio apenas será ultrapassado com pesquisas
baseadas em fatos.
3.1.1 O Surgimento do Universo
Os radionuclídeos primordiais com tempo de meia-vida superior a 109 anos foram
formados no processo de nucleogêneses, surgimento da matéria, relacionando a formação do
universo ao surgimento dos elementos químicos no período de 10,0 a 15,0 bilhões de anos
através da Grande Explosão ou “Big Bang”. O surgimento do universo pode ser estimado
através de cronômetros nucleares baseados em estudos do decaimento das séries do 232
Th,
235U e
238U, porque as espécies químicas nucleares com tempo de meia-vida de longa duração
são produtos das transformações nucleares que estão ocorrendo nas estrelas e supernovas
desde o princípio da Galáxia (POMMÉ et al, 2014; TRURAN, 1998). As galáxias e as
estrelas surgiram devido ao resfriamento e à constante expansão do universo. Estudos
geológicos e astronômicos definem o Sol como resultado da contração de nuvens de gases e
poeiras cósmicas a aproximadamente 4,6 bilhões de anos, e partes restantes dessa contração
foram se concentrando no desenvolvimento dos planetas, inclusive a Terra. A radioatividade
do material rochoso foi responsável pela consolidação do formato do planeta Terra a cerca de
4,0 bilhões de anos, através do decaimento dos elementos instáveis formando novos
compostos estáveis (HÁLA, NAVRATIL, 2003).
A formação de rochas e solos do planeta, a partir de material radioativo primordial,
trouxe como consequência a exposição à radiação ionizante e os possíveis efeitos deletérios à
saúde. Porém, esses efeitos surgiram muitos anos antes da própria descoberta dos fenômenos
da radioatividade. Na Europa Central, a mineração de metais pesados em galerias
subterrâneas já ocorria desde tempos medievais e os trabalhadores desses locais eram afetados
23
por uma doença pulmonar fatal, posteriormente identificada como câncer de pulmão devido à
presença do gás nobre radônio (Figura 1) (EISENBUD, GESSEL 1997).
Figura 1 – Ilustração de uma mina subterrânea para exploração de metais no século XVI.
Legendas identificando as instalações da mina: A e B -
eixos, B e C – corredores, E – túnel, F – Entrada da
mina.
Fonte: AGRICOLA (1556).
A crosta terrestre apresenta cerca de 30 radionuclídeos primordiais com tempo de meia-
vida acima de 109 anos, a maior parte com baixa ocorrência natural e não contribuindo de
forma acentuada na exposição do ser humano à radioatividade (Tabela 1). Radioisótopos com
tempo de meia-vida inferior a 1012
anos podem ser detectados de amostras de solo a partir dos
seus minerais. É o caso do 238
U, do 232
Th e do 40
K. A constituição da própria crosta terrestre
explica porque o homem está sujeito à exposição da radiação ambiental (HÁLA,
NAVRATIL, 2003).
A
B C
D
E
F
24
Tabela 1 - Alguns dos radionuclídeos primordiais e seus tempos de meias-vidas físicas.
Nuclídeos Tempo de meia-vida (anos) Abundância natural (%)
40K 1,3 x 10
10 0,01
87Rb 4,8 x 10
10 27,85
88Sr > 3,0 x 10
16 82,56
115In 4,4 x 10
14 95,77
138Ba > 1,0 x 10
15 71,66
147Sm 1,2 x 10
11 14,97
159Tb > 5,0 x 10
16 100,00
186W > 6,0 x 10
15 28,41
187Re
5,0 x 10
10 0,93
209Bi 2,7 x 10
17 100
232Th 1,4 x 10
10 100
235U 7,0 x 10
8 0,71
238U 4,5 x 10
9 99,27
As linhas destacadas são os radionuclídeos mais importantes nos estudos científicos.
Fonte: HÁLA E NAVRATIL (2003).
Os radionuclídeos representados na Tabela 1 demonstram a ubiquidade da radiação
ionizante proveniente principalmente do solo e mesmo os radioisótopos com baixa ocorrência
natural, como no caso do 40
K, podem sofrer acumulação nos compartimentos ambientais,
provocando preocupação em relação a exposição à radioatividade natural externa e interna.
3.1.2 A Revolução Industrial
Iniciada na Grã-Bretanha do século XVIII, a Revolução Industrial foi a transformação
mais significante para o desenvolvimento do mundo moderno e contemporâneo. Mudanças
tecnológicas, socioeconômicas e culturais surgiram por toda Europa. A principal
característica tecnológica foi a possibilidade de modificar matérias primas como o ferro,
através da utilização de novas fontes de energia como o carvão e posteriormente o vapor, a
eletricidade e o petróleo. A consequência desse desenvolvimento tecnológico foi a emissão de
um grande volume de substâncias para o ambiente definidas como poluentes (SHAW, 2007;
STANNARD, 1988).
25
Ocorreram várias descobertas científicas na área da radioatividade nesse período da
História. Em janeiro de 1896, Roentgen anunciou a descoberta dos raios X e em novembro do
mesmo ano Bequerel declarou que o urânio emitia radiação. Após essas descobertas, o rádio,
obtido pelo decaimento do urânio, despontou como solução terapêutica, quando na realidade
produz sérios efeitos deletérios nos seres humanos. Na década de 1920, prosperou uma
indústria nuclear precoce produtora desse elemento. Existia, antes da Segunda Guerra
Mundial (1939-1945), uma limitada quantidade de informações sobre a radioatividade
ambiental, restrita a alguns laboratórios especializados em pesquisa científica e que estavam
equipados com aparelhos que permitiam a medição da radioatividade. Alguns desses
laboratórios mantinham um inventário de fontes radioativas naturais, separado de outro, com
alguns poucos mCi, de fontes artificiais produzidas em cíclotrons ou aceleradores de
partículas (SHAW, 2007; STANNARD, 1988; TILL, MEYER, 1983).
3.1.3 A Segunda Guerra Mundial
A Segunda Guerra Mundial foi um marco histórico para o desenvolvimento de
pesquisas relacionadas à radioatividade e à radiação ionizante. Três grandes projetos
desenvolvidos nos Estados Unidos durante a guerra, nas regiões de Hanford, no estado de
Washington, Oak Ridge no Tennessee e Los Alamos no Novo México, resultaram nas
primeiras possibilidades de contaminação em grande escala do meio ambiente por
radionuclídeos antrópicos. A primeira explosão de um artefato bélico nuclear com capacidade
destrutiva de 20 kiloton ficou registrada como “Experimento Trinity” e deu início a era do
desenvolvimento dos armamentos nucleares. Uma consequência imediata foi o surgimento da
pluma radioativa, também descrita no meio científico como “fallout” radioativo, uma mistura
de gases e partículas radioativas suspensas na atmosfera e que se espalha por centenas de
quilômetros do ponto da detonação original do artefato (SHAW, 2007; THORNE, 2003,
STANNARD, 1988).
Os anos seguintes, toda a década de 1950 e o início da década de 1960, foram de pleno
desenvolvimento de artefatos nucleares com a detonação ao ar livre (Figura 2) em diversas
localizações geográficas (Figura 3). Novamente uma consequência importante foi o aumento
e a dispersão das nuvens radioativas em diversas direções do globo terrestre, com uma maior
concentração no hemisfério norte e picos de concentração entre as latitudes 40° e 50°
(CHASSOT, 2004).
26
Figura 2 - Testes com armas nucleares na atmosfera.
Fonte: adaptado de GONZÁLEZ E ANDERER (1989).
Figura 3 - Localização de alguns testes (círculos vermelhos) com armas nucleares realizados ao
ar livre.
Fonte: O AUTOR (2018).
Paralelamente ao desenvolvimento dos testes de artefatos nucleares, uma série de outras
tecnologias e preocupações foi surgindo até datas mais recentes. Destaca-se, na área
tecnológica, a construção de reatores nucleares com o objetivo de produzir energia. A
primeira usina nuclear, com capacidade para gerar 5 MW de energia elétrica e ligada a um
27
sistema de distribuição residencial, começou a funcionar em 26 de junho de 1954, na cidade
de Obninsk, na Rússia da extinta União das Repúblicas Socialistas Soviéticas (URSS)
(EISENBUD, GESSEL, 1997). Os dados obtidos e divulgados pela IAEA até o final do ano
de 2016 informam sobre o funcionamento de 448 reatores nucleares, produzindo 391.116
MW de energia elétrica, e 61 em construção em mais de 50 países (IAEA, 2017). Destaca-se
em relação às usinas nucleares, tanto na imprensa como no meio científico, os acidentes que
levaram a liberação de radioisótopos para diversos compartimentos ambientais. O mais
recente ocorreu em março de 2011, na usina de Fukushima no Japão, quando foram liberados
para atmosfera cerca de 1,5 x 1017
Bq de 131
I e 1,2 x 1016
Bq de 137
Cs (TANAKA, 2012).
3.1.4 As Instituições Reguladoras
O Primeiro Congresso Internacional de Radiologia, ocorrido em Londres em 1925,
sugeriu a criação de um comitê responsável por analisar os efeitos danosos à saúde devido à
exposição aos raios X. No segundo congresso, em 1928 na cidade de Estocolmo, foram
estabelecidas as seguintes comissões: International Commission on Radiological Protection
(ICRP) e International Commission on Radiation Units and Measurements (ICRU)
(CLARKE, VALENTIN, 2008), ambas atuantes até a data atual e de grande importância para
controle e regulamentação dos efeitos da radiação ionizante.
Após as detonações das bombas atômicas nas cidades japonesas de Hiroshima e
Nagasaki (08/1945), determinando a derrota japonesa e o final definitivo da Segunda Guerra
Mundial, surgiu uma grande preocupação em relação à possível utilização das tecnologias
nucleares para o desenvolvimento de armas ao redor do mundo. Em 1946, o Congresso dos
Estados Unidos instituiu a Comissão de Energia Atômica (Atomic Energy Commission –
AEC) com o objetivo de regular as atividades nucleares do país. Em 1953, a Organização das
Nações Unidas (ONU) cria a IAEA com o objetivo de controlar a ameaça do
desenvolvimento nuclear descontrolado. Em 1955, novamente a ONU estabeleceu um comitê
para coletar e avaliar dados sobre os níveis e efeitos produzidos pela radiação ionizante. No
final do mesmo ano, a ONU aprovou a criação da United Nation Scientific Committee on the
Effects of Atomic Radiation (UNSCEAR) (JORDAN, 2016; FISCHER, 1997). Na introdução
do anexo B do relatório de 2008 a UNSCEAR declara:
28
“A exposição dos seres humanos à radiação ionizante a partir de
fontes naturais é uma característica contínua e inevitável da vida sobre
a terra. Para a maioria dos indivíduos, essa exposição excede àquela
proveniente de todas as fontes antrópicas combinadas.” (UNSCEAR,
2008).
Em 1956, o governo brasileiro criou a Comissão Nacional de Energia Nuclear (CNEN)
com o objetivo de desenvolver a Política Nacional de Energia Nuclear. O órgão promove
atividades de planejamento, supervisão e fiscalização do uso da energia nuclear no país. A
instituição ainda estabelece normas e regulamentos adequados para a radioproteção em todo
território nacional (CNEN, 2018).
Em 1974, nos Estados Unidos, a AEC foi substituída por diversas agências diferentes e
foi criada a Comissão de Regulação Nuclear (Nuclear Regulatory Commission - NRC) com a
responsabilidade de proteger a saúde pública e a segurança contra os efeitos da radiação
ionizante. O parágrafo nº 20.1402 do Code of Federal Regulations (CFR) nº 10 estabelece
que:
“Um local será considerado adequado para uso irrestrito caso a
radioatividade residual, distinta da radiação de fundo, resulte em uma
dose equivalente efetiva total, para um membro do grupo crítico, que
não exceda 25 mrem (0,25 mSv) por ano, incluindo a radiação devido
a água potável de fontes subterrâneas, e que a radioatividade residual
seja reduzida a níveis que sejam tão baixos quanto razoavelmente
possível (Princípio ALARA – As Low As Reasonably Achievably).”
(USNRC, 2018).
Atualmente existem dezenas de organismos internacionais e regionais criados para
acompanhar o desenvolvimento das tecnologias nucleares e da radiação ionizante, e
preocupados com a regulação de normas e limites de exposição.
3.1.5 A Radiação Ambiental
A preocupação com o controle de emissões de radionuclídeos para o meio ambiente
quase sempre esteve relacionada aos radioisótopos artificiais, o que pode ser bastante
justificável quando se verifica o histórico de acidentes e detonações nucleares ocorridos até as
datas mais atuais e os efeitos imediatos e tardios dessas interações.
Atualmente, perspectivas de estudos sobre a radiação ionizante, proveniente de
radioelementos primordiais existentes nas rochas e nos solos, despontam como de grande
29
interesse para a comunidade científica. O 238
U, 232
Th e descendentes, além do 40
K são os que
mais influenciam a radiação ionizante proveniente de solos e rochas da crosta terrestre. Vários
descendentes das séries naturais dos dois primeiros são fundamentais e merecem grande
atenção, principalmente o radônio (UNSCEAR, 2008; IAEA, 2007). O risco à saúde
proporcionado pela exposição ao 222
Rn e 220
Rn e seus descendentes ocorre devido à inalação e
consequente irradiação por partículas alfa das vias respiratórias brônquicas (UNSCEAR,
2008). Portanto, as fontes naturais encontradas em qualquer área do meio ambiente são
responsáveis por fornecer ao público em geral, a maior parte da dose de radiação ionizante,
sendo a dose estimada média, a partir de todas as fontes naturais, igual a 2,4 mSv.a-1
(Figura
4), utilizada como referencial da radiação de fundo ou “background” radioativo
(GONZÁLEZ, ANDERER, 1989).
Figura 4 – Doses estimadas de radiação individual devido às fontes naturais e antrópicas.
Fonte: ADAPTADO DE GONZÁLEZ E ANDERER (1989).
30
A importância do radônio e seus descendentes nesse contexto é destacada quando se
analisa a dose da radiação natural de fundo (Figura 5). Por ser um gás nobre, basicamente não
reage e pode emanar de solos anômalos, se acumulando em ambientes fechados como porões
e sótãos de residências. Além disso, o radônio também pode ser originado a partir de
materiais de construção produzidos com matéria prima de áreas com alta radioatividade, da
água de abastecimento e de alguns utensílios domésticos de origem granítica e cerâmica
(GONZALEZ, ANDERER, 1989).
Figura 5 - Doses anuais estimadas por pessoa a partir de fontes naturais.
Fonte: ADAPTADO DE GONZÁLEZ E ANDERER (1989).
Os seres humanos são expostos à radiação natural de fundo em todos os momentos da
vida. A radiação é proveniente do solo, dos materiais de construção, do ar, dos alimentos, do
espaço e do próprio corpo. A dose média anual mundial a partir de fontes naturais, tanto de
baixa como de alta transferência linear de energia, tem seu valor situado no intervalo de 1 a
10 mSv, sendo 2,4 mSv o valor médio atual estimado. Desse montante, 1,2 mSv provém do
decaimento do radônio e de seus descendentes. Após o radônio, os raios cósmicos são fontes
da radiação ionizante com maior impacto no valor médio, seguido pelas fontes terrestres
(UNSCEAR, 2000). A dificuldade de identificar a natureza, de baixa ou alta transferência
31
linear de energia, das diversas fontes de radiação ionizante que formam o background natural
produz, como consequência, dificuldades na estimativa dos valores de dose.
Para estimar a dose equivalente anual de uma população ou grupo de indivíduos, dois
fatores importantes são preponderantes para o cálculo. Primeiro, é necessário utilizar um fator
de conversão de dose absorvida no ar em dose efetiva, e segundo, é necessário utilizar um
fator de ocupação “indoor”. O fator de conversão de dose absorvida no ar para dose
equivalente foi definido em 1988 como sendo 0,7 Sv.Gy-1
. Esse valor refere-se à exposição de
adultos e foi baseado em um relatório da UNSCEAR de 1982 que utilizou dados
experimentais e cálculos de exposição ambiental por radiação gama. Em uma revisão desse
valor, analisando através do Método Monte Carlo, foram calculados fatores também para
crianças. O valor calculado para adultos basicamente permaneceu o mesmo (UNSCEAR,
1993). Os fatores de ocupação “indoor” e “outdoor”, para crianças, foram publicados por um
relatório de 2000 da UNSCEAR como 0,8 (com fator de ocupação de 19,2 de um total de 24
horas) e 0,2 (com fator de ocupação de 4,8 de um total de 24 horas), respectivamente.
Este resumo temporal sobre os fenômenos radioativos demonstrou a inevitabilidade da
radioatividade natural ambiental e o risco de contaminação ambiental por radioisótopos
antrópicos provenientes de tecnologias nucleares. Porém, o mais importante foi justificar a
necessidade de destacar e aprofundar os estudos relacionados aos fenômenos radioativos
naturais. Estes não têm seus efeitos deletérios destacados e confirmados sem pesquisas
científicas de alto nível de qualidade. Estudos sobre a exposição à radioatividade proveniente
dos radioisótopos primordiais, existentes nos solos e rochas desde a formação do planeta,
permitem obter mais dados sobre a composição dessas áreas com anomalias radioativas.
3.2 FONTES DE EXPOSIÇÃO HUMANA À RADIOATIVIDADE NATURAL
A ubiquidade da exposição à radiação ionizante que atinge o ser humano é explicada
pelo surgimento dos radioisótopos primordiais durante a formação do universo e dos planetas.
Os raios cósmicos e a própria crosta terrestre produzem radiação atingindo toda a biota
independentemente da localização geográfica. Como a avaliação da dose equivalente efetiva
total futura máxima, o período de ocorrência dessa dose, a atividade específica máxima
permitida no solo, e a projeção das atividades específicas nos possíveis compartimentos
ambientais são os objetivos específicos deste trabalho, é fundamental identificar as fontes de
exposição humana à radioatividade natural.
32
3.2.1 Fontes de Radioatividade Natural
Existem dois grandes grupos de fontes radioativas naturais no meio ambiente
definidos como Material Radioativo de Ocorrência Natural, porém o termo consolidou-se no
idioma inglês como “Naturally Occurring Radioactive Material” (NORM) (PEREIRA et al.,
2014). Um grupo é formado pela radiação cósmica e o outro pelos solos e rochas da crosta
(UNSCEAR, 2008).
A radiação cósmica é classificada de acordo com sua origem, energia, tipo e densidade
do fluxo de partículas. A radiação cósmica galáctica, a radiação cósmica solar e raios
cósmicos que envolvem o planeta Terra são as três fontes principais em termos de exposição
sobre o ser humano. O campo magnético terrestre e uma camada de ar de aproximadamente
10.000 kg.m-1
, comparável a uma camada de 10 m de espessura de água, blindam a influência
radioativa gama e minimiza a exposição à radiação cósmica ao nível do mar, fazendo com
que, a contribuição desse fenômeno seja de apenas 10% para a exposição à radiação natural
(UNSCEAR, 2008). A radiação cósmica interage com nuclídeos existentes na atmosfera,
produzindo radionuclídeos cosmogênicos, sendo o 3H e o
14C os mais significativos em
relação aos efeitos à biota (LARIVIÈRE, GUÉRIN, 2010).
As fontes radioativas naturais da crosta que se destacam nos estudos científicos são os
radionuclídeos que formam as séries radioativas naturais e o potássio. Eisenbud e Gessel
(1997) classificam os radionuclídeos de ocorrência natural como os que sofrem decaimento
de forma singular e os que decaem em séries. Os radionuclídeos naturais podem ainda ser
classificados como primários e secundários. Os primeiros são os primordiais, formados nos
primórdios do universo, e têm meias-vidas longas (t1/2 > 108
anos), enquanto os secundários
são os que surgem como consequência do decaimento dos primordiais. Na sequência são
listados os três radioisótopos iniciais e os finais estáveis das três séries naturais existentes,
além do 40
K, com os respectivos tempos de meias-vidas (UNSCEAR, 2000).
33
(LARIVIÈRE, GUÉRIN, 2010).
A ocorrência desses radioisótopos no solo que iniciam as séries naturais determina as
importâncias nas pesquisas científicas desenvolvidas. Essas pesquisas buscam identificar a
influência desses radionuclídeos nos valores de exposição da radiação de fundo, definida
como uma faixa de valores mínimos existentes em todo meio ambiente, aos quais os seres
humanos estão submetidos. Normalmente, áreas com valores de exposição acima do
background radioativo indicam formações de rochas ou composições de solos com
concentrações anômalas de minerais de urânio e tório. Essas regiões são denominadas como
de alto background natural ou radioativamente anômalas (HENDRY et al.; 2009).
3.2.1.1. As Séries de Decaimento Natural
Em qualquer parte da crosta terrestre podem ser encontrados traços de urânio, tório e
potássio, e como consequência imediata, as progênies dos dois primeiros e o radioisótopo do
terceiro. Em relação ao urânio e ao tório é importante perceber que não são apenas os
radionuclídeos 238
U e 232
Th que impactam na exposição radiológica que os seres humanos
podem estar sujeitos, mas também podem ocorrer impacto em decorrência dos descendentes
(226
Ra, 228
Ra, 210
Pb, 222
Rn, 210
Po ...), dos tipos de decaimento α, β e γ, além das energias
emitidas e suas probabilidades, os percursos no meio ambiente e as interações com a matéria
(Figura 6) (SHAW, 2007). O grande número de fatores impactantes aumenta a complexidade
da análise e determina a necessidade de utilização de programas de computador nas
pesquisas.
Em 1904, Rutherford apresentou uma palestra na Real Sociedade de Londres na qual
confirmava o decaimento dos elementos radioativos em uma série de outros radioisótopos
(RUTHERFORD, 1904). A descoberta das series de decaimento dos radioelementos de
ocorrência natural foi de grande importância, pois permitiu que os pesquisadores começassem
a entender o comportamento do urânio e do tório no solo, principalmente devido aos efeitos
da mineração e da disposição de rejeitos radioativos. A relação solo-planta do U, Th, Po, e
vários outros radionuclídeos filhos, destacando-se alguns isótopos do Ra e do Rn, ainda não
eram compreendidos. Os estudos relativos à incorporação desses radioisótopos por várias
espécies de vegetais se tornaram necessários, pois os seres humanos consomem vegetais e
carnes de animais herbívoros. Com isso, foi definida a razão de concentração (RC) planta/solo
34
para relacionar a concentração da planta com o conteúdo total dos radionuclídeos no solo. Os
valores de RC têm sido utilizados para prever o deslocamento de radioelementos na cadeia
alimentar, exploração bioquímica do urânio e outros interesses. Os efeitos do pH do solo,
tipos de solo, influência do teor de matéria orgânica do solo na absorção dos radioisótopos e
mobilidade de radionuclídeos no meio são assuntos que ganharam destaque nos estudos
científicos (STANNARD, 1998; MORTVEDT, 1992).
Uma serie de decaimento apresenta diversas variações em relação aos seus
componentes. Um exemplo é o comportamento geoquímico dos elementos da série do 238
U
composta pelo próprio urânio, tório, rádio, chumbo e outros produtos de decaimento. As
propriedades químicas dos radioelementos variam de gás inerte (Rn) a um cátion tetravalente
reativo (Th). Essas propriedades determinam o destino, por exemplo, dos radionuclídeos nos
fluxogramas dos processos de produção e beneficiamento do minério do urânio. O
conhecimento dessas propriedades e dos impactos sobre o particionamento nos processos
industriais e ambientais é essencial na identificação dos radioisótopos e na sua quantificação,
e na avaliação de dose (SHAW, 2007).
3.2.1.2. Equilíbrio Secular e Desequilíbrio
O equilíbrio secular é um estado estacionário de atividades entre um radionuclídeo
ascendente, de tempo de meia-vida longo, com seu descendente de tempo de meia-vida curto.
O fenômeno é fundamental para a obtenção de atividades específicas de componentes das
séries radioativas naturais através dos métodos dosimétricos. Existem três fundamentos para
que ocorra o equilíbrio secular. Primeiro é necessário que o ascendente tenha um tempo de
meia-vida considerado muito alto, significando que o decaimento radioativo não é perceptível
em um determinado intervalo de tempo. Segundo é necessário que ocorra o inverso com o
descendente, ou seja, tenha um tempo de meia-vida relativamente curto e, consequentemente,
em um intervalo de tempo determinado é possível utilizar instrumentos para verificar o
decaimento. Por último, é necessário que o sistema seja fechado (STANNARD, 2007).
A principal consequência de se alcançar o equilíbrio radioativo é a ocorrência de uma
aproximação entre as atividades do radionuclídeo predecessor com o radionuclídeo sucessor
(L’ANNUNZIATA, 2003). O equilíbrio secular é trivialmente mostrado através de um gráfico no qual
o tempo (eixo das abscissas) cruza com o logaritmo neperiano das atividades dos radionuclídeos,
mostrando exatamente a convergência das curvas de atividade (Figura 7).
36
O 238
U e o 232
Th apresentam tempo de meia-vida muito superior aos seus respectivos
produtos de decaimentos. Quando o equilíbrio secular ocorre, as atividades dos
radionuclídeos filhos são muito próximas da atividade do radioisótopo que inicia a série.
Figura 7 – Atividades do radionuclídeo pai X e do radionuclídeo filho Y com a obtenção do
equilíbrio secular.
Fonte: ADAPTADO DE STABIN (2007).
O desequilíbrio radioativo é o estado natural do decaimento e, consequentemente, nas
séries radioativas ocorre facilmente na natureza devido à troca de matéria entre os diversos
componentes das séries do 238
U e do 232
Th e os percursos no meio ambiente. O fenômeno tem
grande relevância neste trabalho, pois essas trocas permitem que radionuclídeos naturais
alcançarem os seres humanos (YU, et al., 1993).
3.2.1.3. O Urânio
O urânio, descoberto em 1789 pelo químico e farmacêutico alemão Martin Heinrich
Klaproth, que também determinou a existência do zircônio e do titânio, é um metal radioativo
37
da família dos actinídeos, com número atômico 92 e número de massa 238. Porém, o urânio
natural do solo e das rochas é formado pelos radioisótopos 238
U, 235
U e 234
U com abundância
de 99,27%, 0,72% e 0,0057% em massa, respectivamente. O elemento apresenta estados de
oxidação +3, +4, +5 e +6 (U+3
, U+4
, UO2+ e UO2
+2) (KELLY, THORNE, 2003; OSMOND,
COWART, 1992).
Entre os isótopos do urânio, apenas o 238
U tem importância nos estudos sobre a radiação
ionizante proveniente do solo, devido a sua abundância e a formação de uma progênie
importante, com destaque para o 226
Ra e o 222
Rn. As concentrações de urânio nos solos da
crosta terrestre variam de acordo com a formação geológica da área analisada, porém,
considera-se em média valores na faixa de 0,5 a 5 ppm (SANTOS JÚNIOR, 2009). Perez e
colaboradores (1998) realizaram um importante estudo sobre a concentração do urânio em
quinze solos brasileiros, calculando um valor médio de 0,78 ppm para um horizonte
superficial e 0,96 ppm para um horizonte subsuperficial. Os dados do Quadro 1 resumem a
importância do 238
U em diversos tópicos relacionados à radiação ionizante.
Observa-se, em vários trabalhos científicos, a existência de incertezas relativas a várias
características físicas, químicas, radioativas e de origem. Um exemplo é o cálculo do tempo
de meia-vida do 238
U. Kelly e Thorne (2003) divulgam um valor de 4,47 x 1010
anos,
enquanto que Larivière e Guérin (2010) consideram o valor de 4,50 x 109 anos e Hála e
Navratil (2003) escrevem 4,47 x 109 anos.
Quadro 1 - Dados básicos do 238
U.
Fonte: KELLY E THORNE (2003).
Urânio-238 (t1/2 = 4,47 x 109 anos)
Principal forma de decaimento Partículas alfa
Origem Natural
Agrupamento Primordial
Radioisótopo filho 234
Th
Produção Natural a partir da formação do universo
Utilização Produção de 239Pu; Produção de munição perfurante de
blindagem metálica.
Liberação para o
meio ambiente
Solo Resíduos e detritos da mineração do urânio;
Ocorrência natural do solo e das rochas.
Atmosfera Queima do carvão mineral.
38
O elemento urânio não é fortemente adsorvido pelo solo, entretanto, tem um
comportamento sensivelmente redutor e termina sendo acumulado em horizontes com
características redutoras. Nos ambientes aquáticos não é acumulado de forma destacada nos
organismos do meio. O urânio é prejudicial à saúde por ser radioativo e também devido a sua
toxicidade metálica. Porém, como é predominante um emissor alfa, as consequências devido à
exposição externa são baixas, ou seja, basicamente não existe dano à camada mais externa da
pele quando exposta ao radionuclídeo. Entretanto, o 238
U tem grande significância radiológica
em relação à exposição interna. Nesse caso, pode alcançar vários órgãos e tecidos, podendo se
acumular nos rins e ossos produzindo danos à saúde. É possível ocorrer absorção de 1,4 a
1,6% do radioisótopo pelo trato gastrointestinal, dependendo das características individuais
do ser humano (KELLY, THORNE, 2003; KURTTIO et al., 2002).
3.2.1.4. O Tório
O elemento químico tório foi descoberto por Jons Jacob Berzelius em 1828. Porém, os
estudos sobre as propriedades físico-químicas e radioatividade foram desenvolvidos por
Gerhard Carl Schmidt e Marie Curie em décadas subsequentes. São vinte e cinco isótopos que
compõe o elemento químico, sendo o 232
Th o mais abundante na natureza e o primeiro da
série natural de mesmo nome da geradora de sua progênie. A concentração média do tório na
litosfera varia no intervalo de 8 a 12 ppm. A progênie da série natural do 232
Th apresenta o
220Rn como importante na exposição por inalação (MAHMOOD, MOHAMED; 2010;
KELLY, THORNE, 2003). Porém, com um tempo de meia-vida física de apenas 55
segundos, é um radionuclídeo aproximadamente 20 vezes menos importante que o 222
Rn da
série do 238
U que tem meia-vida física de 3,8 dias (THORNE, 2003). Nos solos brasileiros, o
tório aparece em concentrações que variam de 8,35 ppm, em horizontes superficiais, a 12,06
ppm, em camadas subsuperficiais (PEREZ et al., 1998). Estão relatados na sequência, alguns
dados do 232
Th fundamentais para a caracterização do radioisótopo (Quadro 2).
39
Quadro 2 - Dados básicos do
232Th.
Tório-232 (t1/2 = 1,41 x 1010
anos)
Principal forma de decaimento Partículas alfa
Origem Natural
Agrupamento Primordial
Radioisótopo filho 228
Th
Produção Natural a partir da formação do universo
Utilização Fabricação de mantas para isolamento gasoso (óxido de tório);
Base para produção de 233U físsil.
Liberação para o
meio ambiente
Solo Ocorrência natural do solo e das rochas.
Atmosfera Queima do carvão mineral.
Fonte: KELLY E THORNE (2003).
O comportamento do tório no meio ambiente é diferente do urânio, pois é reativo no
solo e fortemente adsorvido na crosta, sendo aderido fortemente a materiais orgânicos e a fase
argilosa do solo. Porém, a concentração típica nas plantas é cerca de 42% da que ocorre no
solo. Também é reativo em água e tende a ser adsorvido por sedimentos em suspensão. Por
isso, tem a tendência de migrar para o fundo de depósitos aquáticos com os sedimentos. Na
atmosfera é liberado como aerossol. Em termos de percursos e rotas que utiliza na natureza é
possível afirmar que, está largamente distribuído em diversos setores, principalmente
incorporado nos minerais. Pode alcançar os animais através de ingestão de solos e
sedimentos, porém, tem biodisponibilidade restrita nos animais e a fração de absorção
gastrointestinal é menor que 0,1%. O tório não penetra no sistema circulatório animal com
facilidade, apenas 0,02% a 0,05%, e tende a se acumular principalmente no sistema ósseo, e
como opção secundária, no fígado e nos rins. No ambiente aquático, esse radionuclídeo
consegue se acumular bem nos organismos do meio. Identicamente ao 238
U, o 232
Th não
provoca lesões externas no ser humano por ser emissor alfa. Porém, quando ingerido pode
provocar sérios efeitos deletérios nos órgãos e tecidos internos (KELLY, THORNE, 2003).
40
3.2.1.5. O Potássio
O 40
K é um radionuclídeo de grande significância em termos de exposição à
radioatividade natural em decorrência do elemento ser essencial para os organismos vivos.
Contudo, o radioisótopo tem uma abundância de apenas 0,012% em relação ao potássio total
e não forma uma série radioativa, decaindo para 40
Ca por emissão de partículas beta (89% de
probabilidade) e para 40
Ar por emissão de pósitrons (11% de probabilidade). O radioelemento
emite energias consideráveis de 1,30 a 1,46 MeV, respectivamente (JUN et al., 2010). A
concentração do potássio nos solos em áreas cultiváveis pode ser significativamente
aumentada quando utilizados fertilizantes do tipo NPK (nitrogênio, fósforo e potássio) para
melhoria da produção. Como consequência, obtém-se uma maior disponibilidade do
radioisótopo no solo, aumentando a possibilidade de transferência para os vegetais
(LARIVIÈRE, GUÉRIN, 2010). Kogan e colaboradores (1971) publicaram um valor médio
de concentração do potássio total no solo de 14.000 ppm, que foi comparado ao valor de
12.000 ppm obtido pela UNSCEAR em 1982, no TECDOC-566 da IAEA no ano de 1990.
O elemento potássio é um metal alcalino que tem comportamento químico
determinado pelo íon K+. Uma grande parte dos compostos de potássio é iônica, porém, pode
participar de compostos mais complexos. Em termos de reação química, o elemento reage de
forma vigorosa com água, oxigênio e halogênios. Na sequência estão alguns dados do 40
K
(Quadro 3) (KELLY, THORNE, 2003).
Quadro 3 - Dados básicos do 40
K.
Potássio-40 (t1/2 = 1,30 x 109 anos)
Principal forma de decaimento Partículas beta
Origem Natural
Agrupamento Primordial
Radioisótopo filho 40
Ca (89%) e 40
Ar (11%)
Produção Natural a partir da formação do universo
Utilização Não existe utilização além de uso na pesquisa científica.
Liberação para o
meio ambiente
Solo Ocorrência natural do solo e das rochas.
Atmosfera Não é comum na atmosfera.
Água Lixiviação através de água do subsolo.
Fonte: KELLY E THORNE (2003).
41
3.2.1.6. O Rádio
De acordo com Stannard (1988) a primeira experiência mais extensa sobre os efeitos
deletérios dos radioisótopos sobre os seres humanos foi com o 226
Ra e com o seu primeiro
produto de decaimento, o 222
Rn. Ainda de acordo com esse autor, os efeitos biomédicos do
rádio sobre os seres humanos proporcionaram a melhor, a mais completa e mais confiável
fonte de dados dos efeitos em longo prazo dos radionuclídeos depositados no homem.
O elemento rádio é um metal alcalino terroso e, por isso, a espécie mais importante é o
íon Ra2+
. Em termos de reação química, o rádio participa de reações de substituição, gerando
muitas vezes precipitados. É possível encontrar os isótopos do rádio em sulfatos, carbonatos
ou hidróxidos (KELLY, THORNE, 2003).
O 226
Ra e o 222
Rn são radioisótopos provenientes da série de decaimento natural do
238U, na qual o
226Ra é consequência do decaimento α do
230Th e o
222Rn surge devido ao
decaimento α do próprio 226
Ra. Apesar de ser um radionuclídeo de ocorrência natural, o 226
Ra
também pode surgir como subproduto da mineração e moagem do urânio. Nessas situações
pode ser considerado um Material Radioativo de Ocorrência Natural Tecnologicamente
Melhorado (Technological Enhanced Naturally Ocurring Radioactive Materials - TENORM).
Esse radionuclídeo já foi utilizado como componente de tintas luminosas causando graves
efeitos deletérios em uma população exposta internamente ao material. Por ser da série do
238U, o
226Ra surge em solos ricos em urânio e, se incorporado internamente em órgãos e
tecidos humanos, pode trazer graves consequências à saúde devido à emissão de partículas α e
a sua meia-vida de 1.600 anos (KEELY, THORNE; 2003). Um resumo sobre alguns dados
fundamentais do 226
Ra são apresentados na sequência (Quadro 4).
42
Quadro 4 - Dados básicos do 226
Ra.
Rádio-226 (t1/2 = 1.600 anos)
Principal forma de decaimento Partículas alfa
Origem Radiogênico
Agrupamento Natural
Radioisótopo filho 222
Rn
Radioisótopo pai 230
Th
Produção Natural em qualquer meio ambiente a partir da série do 238U;
Como subproduto da mineração e moagem do urânio.
Utilização Em fontes seladas para tratamento de câncer;
Historicamente, utilizado como componentes de tintas luminosas.
Liberação para o
meio ambiente
Solo Ocorrência natural do solo e das rochas devido ao decaimento da série do 238U;
Resíduos de minas de urânio. Atmosfera A partir da queima de carvão
Fonte: KELLY E THORNE (2003).
3.2.1.7. O Radônio
A partir do ano de 1.400 (início de século XV) surgiram casos de uma doença que
estava levando a óbito os mineiros que trabalhavam na região montanhosa dos Sudetos, atual
República Tcheca. Identificada inicialmente como doença da montanha, séculos depois foi
caracterizada como câncer de pulmão em decorrência, principalmente, do fato de ocorrer
durante a exploração de carvão na região. Porém, apenas após a Segunda Guerra Mundial as
pesquisas indicaram que existia urânio associado ao carvão. Mesmo assim, estudos mostraram
que o urânio não foi o responsável pelo comprometimento respiratório dos trabalhadores
daquela época, principalmente devido a sua baixa absorção. Os pesquisadores observaram
então que o 226
Ra, descendente do 238
U, também não poderia ser o responsável pela
mortandade causada, primeiro pelo tempo de meia-vida igual a 1.600 anos e depois pela
experiência do casal Curie, que demonstrou não ser fácil a separação do rádio do minério de
urânio. Na sequência do decaimento do 226
Ra surge o 222
Rn, com tempo de meia-vida curto
(3,8 dias), quase não reativo, liberado do minério para a atmosfera e com uma progênie
43
produzindo energias consideráveis, através da emissão de partículas alfa. Dessa forma, o
responsável pelas mortes ocorridas no século XV foi identificado como o gás radônio e seus
descendentes (STANNARD, 1988).
O radônio é um gás nobre e por esse motivo é muito pouco reativo. O composto mais
comum formado é o RnF2. Porém, em termos radioativos, seu comportamento é muito
importante para as pesquisas radioecológicas. Tem um tempo de meia-vida de apenas alguns
dias, decaimento α liberando 5,59 MeV. Vários emissores de partículas alfa, quando
inspirados pelo ser humano, podem ficar presos nos pulmões trazendo riscos de câncer para
esse órgão (KEELY, THORNE, 2003). Algumas informações básicas sobre o radioelemento
estão relatadas a seguir (Quadro 5).
Quadro 5 - Dados básicos do 222
Rn.
Radônio-222 (t1/2 = 3,80 dias)
Principal forma de decaimento Partículas alfa
Origem Radiogênico
Agrupamento Natural
Radioisótopo filho 218
Po
Radioisótopo pai 226
Ra
Produção Natural em qualquer meio ambiente a partir da série do 238U.
Utilização Em fontes seladas para tratamento de câncer.
Liberação para o
meio ambiente
Solo Ocorrência natural nos poros de solo e das rochas devido ao decaimento da série do 238U.
Atmosfera Emitido de solos e rochas que contem urânio.
Água Naturalmente presente em águas contendo seus precursores radioativos.
Fonte: KELLY E THORNE (2003).
Em termos do comportamento do 222
Rn no meio, é importante destacar não haver
significativo depósito no ambiente terrestre, podendo, entretanto, seus descendentes de meias-
vidas curtas serem depositados com mais frequência. Porém, esse fato ajuda na mitigação dos
efeitos da inalação do próprio radônio, considerando que o 218
Po e seus três próximos
descendentes (214
Pb, 214
Bi e 214
Po) têm meias-vidas da ordem de minutos e milisegundos. Em
ambientes aquáticos, o radônio produzido a partir do 226
Ra têm pouco impacto para os seres
44
vivos, porém, seus descendentes 210
Pb (t1/2 = 22 anos) e 210
Po (t1/2 = 138 dias) são de grande
relevância. Ao ar livre, as concentrações do gás radônio podem variar com um fator de 100
dependendo da área geográfica e da proximidade de superfícies ricas em minério de urânio.
Em ambientes fechados, as concentrações podem aumentar, se tornando um importante fator
de risco de câncer para o homem (KEELY, THORNE, 2003).
Apesar de ser liberado para a atmosfera a partir de solos e sedimentos, grande parte do
222Rn decai “in situ” no próprio solo ou sedimento, principalmente se estiver em
profundidades abaixo de 30 cm nas quais tem pouca probabilidade de escapar. A inalação é a
principal rota de alcance para os seres vivos e, apesar de muito pouco do gás ser retido no
organismo, o 210
Pb e o 210
Po poderão se depositar na traquéia e nos pulmões e irradiá-los.
Pessoas que trabalham em túneis ou que residam em casas de regiões com temperaturas que
precisem de isolamento térmico contra a perda de calor, estão mais sujeitas à exposição
interna desse radioelemento e de seus descendentes (KEELY, THORNE, 2003).
A ocorrência dos radionuclídeos 238
U e 232
Th no solo de uma região já identificada
como anômala promove o surgimento dos radioisótopos descendentes mais importantes das
séries. Por exemplo, quando a concentração do 238
U é obtida, automaticamente as atividades
específicas dos seguintes descendentes 210
Bi, 210
Pb, 210
Po, 226
Ra, 222
Rn, 230
Th, 234
Th e 234
U são
definidas como zero para que seja iniciada a formação e desaparecimento desses
radioisótopos. Identicamente quando a concentração do 232
Th é obtida, os descendentes mais
importantes 224
Ra, 228
Ra e o 228
Th têm as suas concentrações inicadas como zero para que o
processo de formação e desaparecimento ocorra. Para o 40
K não ocorrerá formação de
radioisótopos descendentes. Por esse motivo foram abordados os itens anteriores na revisão
de literatura.
3.3 EXPOSIÇÃO DOS SERES HUMANOS À RADIOATIVIDADE AMBIENTAL
NATURAL
A exposição à radiação ionizante externa que atinge os seres humanos ocorre
naturalmente. A exposição externa ocorre principalmente através dos radionuclídeos
primordiais do solo e do ar, e também devido aos raios cósmicos e suas interações com alguns
componentes da atmosfera. A exposição interna ao corpo pode ocorrer por ingestão de
alimentos, água ou terra com radionuclídeos incorporados; e por inalação de radioisótopos
dispersos na atmosfera. Além disso, os órgãos e tecidos humanos são formados por elementos
químicos e alguns deles apresentam radioisótopos na sua constituição. O potássio é exemplo
45
de elemento essencial para os seres vivos e que apresenta o 40
K como isótopo radioativo. O
carbono também é fundamental na formação de órgãos e tecidos vivos e apresenta o 14
C como
radioisótopo (NRC, 2006).
O termo exposição está relacionado à situação de submissão sofrida pelos seres
humanos e são aquelas resultantes de fontes radioativas, naturais ou antrópicas, existentes no
meio. É importante destacar que a exposição deve ser reduzida a um nível que seja o mais
baixo quanto razoavelmente seja possível (princípio ALARA) (LECOMTE, J-F, 2016). Esse
é um critério universal, aceito em termos de proteção radiológica para o público em geral e
para a população ocupacionalmente exposta.
São definidos três tipos de situações de exposição devido às fontes radioativas,
devendo para essas serem aplicadas as recomendações dos órgãos que tratam da proteção
radiológica (PENTREATH et al., 2012):
Situações planejadas. São situações de rotina envolvendo descomissionamento de fontes,
descarte de resíduos radioativos e recuperação de solo anteriormente ocupado por
instalações relacionadas as aplicações das radiações ionizantes. Nessas situações existe a
intenção de manipular fontes radioativas, como consequência podem ocorrer exposições
antecipadas (exposições normais) e não antecipadas (exposições potenciais);
Situações emergenciais. São àquelas que ocorrem de forma inesperada durante a
execução de uma operação prática e que requerem ações emergenciais. Podem surgir de
uma ação planejada, ou de uma ação não oficial de manipulação de fonte, ou ainda de
qualquer outra situação inesperada. Nesse tipo de exposição sempre são necessárias ações
que evitem ou reduzam as consequências indesejadas;
Situações existentes. Nesse caso são as que já existem fontes de exposição e essas
precisam ser avaliadas. Incluem-se nessas situações a radiação natural de fundo e
resíduos radioativos devido a práticas anteriores sem o cumprimento de regulamentações
obrigatórias. São situações que incluem exposição prolongada.
A exposição do ser humano à radiação ionizante ainda pode ser identificada em três
categorias diferentes de acordo com o grupo de pessoas (PENTREATH et al., 2012):
Ocupacional. Ocorre devido às ações laborais de pessoas que exercem profissões
relacionadas às atividades com fontes de radiação ionizante. Deve ficar claro que essa
categoria só se caracteriza quando se tem razoável identificação de riscos relacionados à
exposição;
46
Médica. É sofrida por pacientes quando submetidos a tratamentos ou diagnósticos
médicos ou dentários. Acompanhantes desses pacientes também podem ser considerados
expostos, pois podem estar próximos de fontes de radiação ionizante. Voluntários
participantes de um programa de pesquisa biomédica estão sujeitos à exposição médica;
Do público. Nesse caso são classificadas as exposições sofridas pelos membros do
público, em geral, a partir de fontes de radiação, excluindo-se a ocupacional, médica e à
radiação normal local de fundo. Exposições de embriões ou fetos de trabalhadoras
grávidas são consideradas e reguladas como do público.
A ICRP ainda define a exposição ambiental como a que age sobre a biota como efeito
de atividades humanas (PENTREATH et al., 2012). Finalmente é possível também identificar
as exposições à radiação ionizante natural como radiação externa, quando o indivíduo está
exposto diretamente, e ao ar livre (o termo “outdoor” é o mais conhecido no meio científico),
às fontes naturais do solo ou cósmicas. Têm-se também a radiação interna, quando o
indivíduo está exposto aos raios gama em ambientes fechados (“indoor” é o termo utilizado
com mais frequência) e o material utilizado na construção, por exemplo, passa a ser a fonte da
radiação ionizante. Normalmente a “indoor” gera valores de dose maiores que a “outdoor”
(UNSCEAR, 2000).
A medição da radiação ionizante é realizada em termos de quantidade de dose
absorvida. Esta é considerada como a energia depositada na massa de material exposto com
unidades em Gray (Gy) que é igual a J.kg-1
. Em termos de proteção radiológica, considera-se
o cálculo da dose absorvida no ar (UNSCEAR, 2000).
A radiação gama tem uma baixa taxa de ionização quando atravessa uma massa de
matéria e por esse motivo é classificada como de baixa transferência linear de energia,
enquanto que, partículas alfa produzem um grande número de ionizações e são classificadas
como de alta transferência linear de energia. As radiações de alta transferência linear de
energia provocam maior dano aos tecidos vivos por unidade de dose absorvida, por esse
motivo foi criada a grandeza dose equivalente, uma quantidade ponderada, com o propósito
de proteção radiológica. Também foi definida a grandeza dose efetiva, um valor médio da
dose equivalente sobre todos os órgãos (PENTREATH et al., 2012).
Para radiações de baixa transferência linear de energia, a dose equivalente é igual à
dose absorvida. Porém para partículas subatômicas como nêutrons, partículas alfa e íons
pesados, a dose equivalente é igual à dose absorvida multiplicada por um fator de ponderação
da radiação. A unidade é a mesma, ou seja, J.kg-1
, porém para destacar uma grandeza da
47
outra, resolveu-se, por conversão, identificar a dose equivalente pela unidade de sievert (Sv)
(PENTREATH et al., 2012).
Apesar de existirem várias fontes antrópicas que contribuem para a exposição da
população, a radiação natural é comprovadamente maior que todas as outras fontes artificiais
combinadas (Figura 8) (UNSCEAR, 2008).
Figura 8 - Distribuição das fontes de exposição natural e antrópica.
Fonte: NRC (2006).
Em termos de avaliação de exposição de pessoas do público em geral, a grandeza
básica utilizada é a dose efetiva (E), considerada uma grandeza artificial por não poder ser
aferida através de equipamentos. A dose efetiva foi criada pela ICRP como uma grandeza
dosimétrica de ajuste do risco basicamente para representar a proteção do público. Seu uso
permite que todas as exposições à radiação, decorrentes de fontes externas e internas, sejam
consideradas em conjunto e adicionadas, baseando-se nos pressupostos de uma relação dose-
resposta linear sem limiar, na equivalência de exposições agudas e crônicas em baixas doses
48
ou baixas taxas de dose e na equivalência de exposições externas e internas. Considera-se a
dose equivalente efetiva anual, à qual uma pessoa está submetida, como a soma das doses
efetivas interna (Eint) e externa (Eext) ao corpo (Eq. 1), sendo utilizada a unidade do Sistema
Internacional (SI) sievert (Sv) para representar o valor dessa grandeza (HARRISON et al.,
2018; UNSCEAR, 2008).
E = Eext + Eint (1)
A exposição global é muito complexa, pois depende de diversos fatores e pode estar
relacionada com fontes naturais e ou antrópicas. Existe ainda uma ampla distribuição de
exposições para cada tipo de fonte e consequentemente a dose equivalente efetiva pode ser a
combinação de diversas formas de exposição dependendo da localização, da concentração
específica dos radionuclídeos existente no ambiente e no próprio corpo, da latitude e da
longitude do local e de outras dezenas, talvez centenas, de fatores. A dose equivalente efetiva
anual mundial média per capta devido às fontes naturais foi determinada adicionando os
vários componentes e o valor obtido e aceito é de 2,4 mSv (Tabela 2). Entretanto, o intervalo
de doses individuais é muito amplo e espera-se, por exemplo, que 65% de qualquer grande
população (esse grande é um valor muito relativo) esteja submetida a doses efetivas anuais
entre 1 mSv e 3 mSv, 25% dessa população estaria submetida a uma dose menor que 1 mSv e
10% teria doses maiores que 3 mSv. (UNSCEAR, 2008).
Tabela 2 - Dose média de radiação a partir de fontes naturais.
Fonte Dose equivalente
efetiva anual mundial
(mSv)
Intervalo típico
(mSv)
Exposição externa
Raios cósmicos
Raios gama terrestres
0,4
0,5
0,3 – 1,0a
0,3 – 0,6b
Exposição interna
Inalação (principalmente radônio e
descendentes)
Ingestão
1,2
0,3
0,2 – 10,0c
0,2 – 0,8d
Total 2,4 1,0 – 10,0
a Faixa do nível do mar até altas elevações;
b Dependendo da composição de radionuclídeos do solo e do material de construção;
c Dependendo da acumulação do gás radônio;
d Dependendo da composição de radionuclídeos nos alimentos e da água potável.
Fonte: UNSCEAR, 2008
49
Os valores de dose anual devido às fontes naturais divulgados pela UNSCEAR
(Tabela 3) em um relatório do ano de 1993, e suas atualizações periódicas, permitem observar
a ocorrência de radiação ionizante na vida da população (UNSCEAR, 2008; HÁLA,
NAVRATIL, 2003).
Tabela 3 – Exposição anual devido às fontes de radiação ionizante natural e artificial.
Fonte Dose
média
anual
(µSv)
% em
relação
ao
total
Intervalo
típico
dose
anual (µSv)
Observações
Inalação de 222
Rn e
produtos de
decaimento
1.300 42 200
a
10.000
Doses muito mais altas
podem surgir em
ambientes fechados.
Fonte natural externa
terrestre
480 15 300
a
1.000
Doses altas em regiões de
mineração de urânio e
tório. Não inclui radônio e
produtos de decaimento.
Fonte natural interna
terrestre
230 7,4 - Doses altas em regiões de
mineração de urânio e
tório. Não inclui radônio e
produtos de decaimento.
Ingestão de água ou
alimentos
0,29 0,01
200
a
1.000
Mineradoras 24 0,77
- Radônio e produtos de
decaimento.
Plantas de energia
nuclear
8 0,26
- Não inclui acidentes.
Produção de
radionuclídeos
0,8 0,03
-
Consumo de produtos
radioativos
0,4 0,01
-
Radiação cósmica 390 12,5 300
a
1.000
Doses mais altas ocorrem
em maiores altitudes.
Aplicações médicas 660 21 -
Diagnósticos e
tratamentos.
Total artificial 693
Total natural 2.412 1.000
a
13.000
Existem muitas
populações expostas a
intervalos de 10.000 a
20.000 µSv por ano.
Fonte: UNSCEAR (2008); HÀLA E NAVRATIL (2003).
O limite primário de dose para qualquer membro do público em geral é considerado
como 1 mSv da grandeza dose equivalente efetiva total no período de um ano. Esse limite
50
representa a soma das doses interna e externa provenientes de todos os modos de exposição
para todas as fontes de radiação excluindo a dose da radiação natural de fundo e a dose
recebida por pacientes a partir de fontes médicas (DOE, 1993). Como o limite de dose
primária é definido para todas as fontes, uma restrição de dose de um quarto desse limite, ou
seja, 0,25 mSv.a-1
é aplicada para cada fonte ou prática que envolva a necessidade da análise
do Departamento de Energia dos Estados Unidos (Department of Energy - DOE). Portanto, o
critério utilizado para a liberação de utilização de áreas radioativamente contaminadas ou com
anomalias radioativas, é um limite de dose anual menor ou igual a 0,25 mSv.a-1
. Essa restrição
de dose representa o limite superior autorizado, baseado no princípio ALARA, para liberação
irrestrita de terrenos e solos contendo material radioativo natural ou antrópico (DOE, 2002).
A importância da análise da dose de radiação ionizante sobre uma determinada
população é fundamental. Esse grupo pode ser identificado como uma população crítica ou
grupo crítico quando exposta interna e ou externamente, indoor ou outdoor, durante longos
períodos, a qualquer fonte, seja natural ou antrópica (IAEA, 2005). De acordo com Kamboj e
colaboradores (2000), o grupo crítico pode ser definido como um indivíduo ou um grupo
homogêneo de indivíduos que tenha como expectativa a mais alta exposição sob as
considerações do cenário ambiental considerado. O membro médio do grupo crítico é um
indivíduo com maior possibilidade de representar a situação mais provável de exposição,
tomando como base considerações conservativas e parâmetros do modelo de cálculo.
3.4 CÁLCULO DE DOSES PARA DIFERENTES FAIXAS ETÁRIAS
A estimativa de dose de radiação para o corpo humano, independentemente da fonte
externa ou interna, exige dados sobre o indivíduo exposto. A massa, as dimensões e a
composição dos órgãos e tecidos são valores suficientes para definir várias situações de
exposição de fontes externas. Porém, quando se trabalha com a estimativa de dose devido à
incorporação de material radioativo específico, é necessário obter dados biológicos
significativos relacionados ao indivíduo real ou potencialmente exposto. A amplitude da
quantidade de dados necessários para se avaliar a exposição de um indivíduo, pode ser ampla,
de tal forma que, quando se pensa na dose equivalente efetiva a ser estimada para uma
população, as faixas de idade influenciam nesses valores utilizados. Alguns exemplos desses
dados influenciados pela idade do indivíduo avaliado são a incorporação diária de ar e água, a
taxa de respiração, a forma e o tipo de alimentação e a eliminação de excrementos (ICRP,
1972).
51
A avaliação da dose equivalente efetiva apresentada nas pesquisas científicas utiliza,
em geral, a ideia de que o indivíduo exposto à radiação ionizante é um adulto identificado
como Homem de Referência (“Reference Man”) com as seguintes características: idade entre
20 e 30 anos, uma massa corporal de 70 kg, altura de 1,70 m, vivendo em uma região com
temperaturas médias entre 10 e 20 °C. Esse indivíduo teria hábitos e costumes de um homem
caucasiano da Europa Ocidental ou Norte-Americano, apesar de não ter a intenção de
representar um indivíduo ou grupo em particular. Existe atualmente uma tendência no meio
científico de particularizar cada vez mais esse homem padrão (ELLIS, 1990).
Essa definição do Homem de Referência foi criada por um grupo de trabalho formado
pela ICRP e publicada no seu relatório n° 23 de 1975. Em 1984, a ICRP formou novo grupo
de estudo com o objetivo de rever o conceito, procurando enfatizar as variações em termos de
idade, sexo e diferenças fisiológicas e anatômicas. Como em 1975 a ênfase foi desenvolver
um modelo de referência baseado no indivíduo ocupacionalmente exposto. No modelo de
1984 o objetivo foi representar o público em geral (RICHMOND, 1985).
A ideia de um Homem de Referência para efeito de regulação de proteção radiológica
tem sido discutida em trabalhos científicos, com o objetivo de definir novos padrões e
também sugerindo abolir o padrão estabelecido, buscando conformidade com os limites
máximos de dose, de forma que o cálculo seja efetivado utilizando fatores de conversão de
dose para o grupo mais exposto às maiores doses de radiação para determinadas
características ambientais (MAKHIJANI, 2009; TANAKA, KAWAURA, 2000). Porém,
ainda não se tem dados suficientes sobre a concentração de radionuclídeos nos tecidos de
grupos de diferentes faixas etárias. Para determinados radionuclídeos e seus percursos
ambientais, até alcançar o ser humano, é possível que ocorra a justificativa para avaliar doses
em separados para grupos com diferentes idades. A disponibilidade de estimativas de dose,
por unidade de consumo de alimentos, para diferentes faixas etárias, significa dizer que o
cálculo pode ser deduzido a partir de concentrações de radionuclídeos obtidas de alimentos e,
consequentemente, relatórios mais completos, com resultados especificando as faixas etárias,
poderão ser obtidos (UNSCEAR, 2000).
Em 1993, a UNSCEAR publicou relatório com as quantidades de alimentos para
bebês, crianças e adultos e deduziu que o consumo de NORM, nesses alimentos, ocorre numa
proporção de 0,05; 0,3 e 0,65, respectivamente. No ano 2000, o número de faixas etárias
aumentou para seis e foi incorporado pela ICRP para o cálculo da dose equivalente efetiva.
Os grupos etários agora estão divididos da seguinte forma: 3 meses (todas as crianças de 0 a 1
ano); 1 ano (todas as crianças de 1 até 2 anos); 5 anos (todas as crianças maiores de 2 anos até
52
7 anos); 10 anos (todas as crianças acima de 7 anos até 12 anos); 15 anos (crianças e
adolescentes maiores que 12 anos até 17 anos) e adultos (UNSCEAR, 2000).
3.5 CENÁRIOS DE EXPOSIÇÃO À RADIAÇÃO IONIZANTE DE REGIÕES
ANÔMALAS
A análise de situações envolvendo material radioativo de ocorrência natural nos solos
de regiões com anomalias pode envolver diversos fatores incluindo: a matriz inicial, o local
da ocorrência do NORM, a variedade de radioisótopos estudados, a presença de seres
humanos dentro ou no entorno do local, a execução de atividades humanas e diversas outras
características. Estes fatores apenas podem ser modelados quando uma perspectiva hipotética
ou real é definida como cenário de avaliação da área estudada (IAEA, 2007; YU et al., 2001).
De acordo com Yu e colaboradores (2001) “cenários de exposição são padrões de
atividades humanas que podem afetar a liberação de radioatividade a partir de regiões
contaminadas e a exposição recebida no local analisado”. Esse autor ainda declara que antes
da definição do cenário, é necessário fazer uma análise dos percursos ambientais dos
radionuclídeos do solo e essa deve ser realizada em quatro etapas: primeiro analisar os tipos,
quantidades e formas químicas dos radionuclídeos que abrangem a fonte de potencial
exposição à radioatividade; a segunda etapa é analisar como esses radionuclídeos podem ser
transportados nos diversos compartimentos daquele ambiente; em seguida deve ser realizada
uma análise das fontes as quais o indivíduo está exposto e, finalmente, o estabelecimento de
um cenário.
Os cenários podem ser classificados em dois grandes grupos: os hipotéticos e os reais.
Os hipotéticos são utilizados em laboratório quando não existem dados reais suficientes na
literatura para a modelagem do local a ser estudado. Enquanto que os cenários reais
representam locais já estudados, apresentam dados consagrados na literatura e podem estar
submetidos a medidas de restrição de dose (IAEA, 2007; YU et al., 2001). Garnier-Laplace e
colaboradores (2013) estudaram os efeitos da radiação gama em organismos vivos sob
condições controladas a nível de laboratório, um cenário hipotético, e compararam com os
dados obtidos da região de exclusão da área do acidente de Chernobyl na Ucrânia, um cenário
real. Esses pesquisadores concluiram que os resultados sugeriram uma maior sensibilidade
dos dados obtidos para os organismos estudados no cenário real.
Duas situações hipotéticas básicas iniciais podem ser consideradas quando se estima
um cenário para ocorrência de NORM: a fonte de radiação é considerada pontual ou uma área
53
irregular. Nesse caso, está sendo definida a geometria da fonte. Modelos podem ser
desenvolvidos para avaliar a ocorrência de uma rocha com atividade radiológica muito acima
da radiação de fundo, ou considerar que a emissão da radiação é proveniente de uma área de
extensão considerável no solo ou subsolo (Figura 9). É possível também modelar, como uma
área anômala, a própria superfície do solo, tendo como exemplo as areias das praias do
município de Guarapari no Estado do Espírito Santo, sudeste do Brasil. O acréscimo de novas
informações mudaria o cenário hipotético considerado. Por exemplo, a inclusão de um rio à
geometria da Figura 9. Nesse caso, seria necessário considerar o transporte de radionuclídeos
através da água para regiões adjacentes ao local do cenário (IAEA, 2007; YU et al., 2001).
Fonte: O AUTOR (2017).
Os cenários reais são estimados a partir de situações nas quais análises anteriores já
foram realizadas e os dados obtidos podem então ser utilizados na modelagem. Áreas das
cidades de Poços de Caldas, Araxá e Tapira em Minas Gerais; Guarapari no Espirito Santo;
Pedra e Venturosa em Pernambuco e São José de Espinharas na Paraíba podem ser utilizadas
em estudos de modelagem e simulação de NORM (SANTOS JÚNIOR et al., 2010; SANTOS
JÚNIOR, 2009; VEIGA, KOIFMAN, 2005; VEIGA et al., 2003; SACHETT, 2002;
CULLEN, FRANCE, 1977). A cidade de Goiânia, no estado de Goiás, devido à liberação
acidental do 137
Cs de uma capsula de tratamento radioterápico, pode ser utilizada como
cenário real com contaminação por radioisótopo artificial.
Figura 9 – Representação gráfica de um cenário hipotético considerando uma fonte
radioativa em forma de área.
54
A determinação de um cenário mais próximo possível do que ocorre na natureza
permite uma melhor definição do modelo a ser utilizado nos estudos científicos. A
consequência da utilização de um modelo efetivo é uma visão ampla e clara dos impactos dos
radionuclídeos naturais no meio ambiente. Portanto, esses modelos são ferramentas essenciais
na regulamentação e controle de áreas com riscos potenciais à vida. A IAEA tem organizado,
da década de 1980 em diante, programas de identificação de cenários naturais com
contribuições significativas para melhorias nos modelos desenvolvidos na divulgação de
dados e na capacidade de formação de novos pesquisadores (IAEA, 2007).
Alguns cenários hipotéticos criados e utilizados em simulações para utilização na
estimativa de dose podem ser encontrados em diversos trabalhos científicos e relatórios
(APOSTOAI, REED, 2005). O cenário do agricultor que reside em uma propriedade com sua
família, no qual o solo da região é considerado anômalo, está submetido à dose de radiação
direta a partir do solo, inalação de poeira suspensa devido a atividades agrícolas, inalação do
radônio e seus produtos de decaimento, ingestão de alimentos vegetais a partir do cultivo no
solo anômalo, consumo de leite de gado alimentado com vegetais do solo anômalo, consumo
de peixes a partir de fluxos de água que podem receber radionuclídeos por percolação e ou
lixiviação superficial, ingestão de água de fontes próximas à área anômala e ingestão de solo
com anomalia radioativa (YU et al., 2001).
Outros cenários de exposição à radiação ionizante natural são citados na literatura
científica, principalmente relacionados ao cálculo do risco de câncer. Residentes de áreas
urbanas, trabalhadores em indústrias, cenários de áreas de recreação podem ser utilizados em
situações de análise de exposição à radiação proveniente de vários ambientes diferentes.
Porém, o cenário considerado mais complexo é o do agricultor residente em uma área rural,
em decorrência dos vários compartimentos ambientais encontrados (Quadro 6) (APOSTOAI,
REED, 2005).
3.6 GEOMETRIA DA FONTE E FATOR DE FORMA PARA RADIAÇÃO GAMA
A radiação gama natural do solo proveniente dos radionuclídeos considerados mais
importantes como as séries do 238
U e do 232
Th, além do 40
K, não é fácil de ser mensurada
porque estes não estão distribuídos uniformemente na superfície e nem em termos de
profundidade. Portanto, simplificações devem ser utilizadas no momento de definir um
modelo para definir o cenário que será utilizado.
55
Quadro 6 - Vias de exposição para alguns cenários utilizados.
Via
de
Exposição
Cenários
Agricultor
Residente
Residente
Urbano
Trabalhador de
Indústria
Recreacionista
Exposição externa
gama
Sim Sim Sim Sim
Inalação de poeira Sim Sim Sim Sim
Inalação de radônio Sim Sim Sim Sim
Ingestão de vegetais Sim Sim Não Não
Ingestão de Carne Sim Não Não Sim
Ingestão de leite Sim Não Não Não
Ingestão de peixe Sim Não Não Sim
Ingestão de solo Sim Sim Sim Sim
Ingestão de água Sim Não Não Não
Fonte: YU et al. (2001).
3.6.1 Fator de Forma para Superfície
Inicialmente, considera-se, por exemplo, que todos os nuclídeos estão distribuídos
uniformemente no solo ou subsolo da área analisada. Conquanto, é necessário uma correção
para esta uniformização. Nesse caso, a correção é denominada de fator de forma e permite
corrigir a diferença entre a dose de radiação estimada para áreas idealizadas e reais. Em
relação a superfície, o fator de forma é utilizado para corrigir uma área anômala de formato
qualquer para uma zona circular ideal e, nesse caso, seu valor é igual a unidade (Figura 10).
Caso a distribuição dos radionuclídeos não possa ser considerada uniforme, então a geometria
assumida é de que dois ou mais cilindros concêntricos representam a fonte no solo (YU et al.,
2001).
56
Figura 10 – Geometria da fonte quando a distribuição dos radionuclídeos é considerada
uniforme.
Fonte: O AUTOR (2017).
Uma perspectiva superior permite visualizar uma situação hipotética na qual a região
radioativamente anômala apresenta-se com um formato irregular. Observa-se na Figura 11 a
região tracejada na cor azul com um formato irregular e, inicialmente, um círculo (cilindro
vermelho) mais externo contém toda área. Um segundo círculo (cilindro verde) engloba uma
grande parte da região anômala, mas ainda existem áreas não anômalas selecionadas. Novos
cilindros concêntricos são desenhados (azul escuro e lilás) até que o último círculo contenha
apenas uma área anômala. O fator de forma da área de formato irregular poderá ser obtido
multiplicando o fator de área de cada anel pela fração da área do anel com anomalia, somando
os produtos e dividindo pelo fator de forma de uma área circular anômala equivalente em área
(Equação 2).
(2)
Kennedy e colaboradores (1986) divulgaram fatores de área para regiões anômalas ou
contaminadas de 5 extensões diferentes (Tabela 4). Para calcular o denominador da Equação
2, considera-se a extensão da área irregular e calcula-se o raio. Depois, por interpolação dos
valores da Tabela 4, é possível estimar o fator de forma para a área equivalente.
57
Fonte: O AUTOR (2018).
Tabela 4 – Fatores de forma estimados para 5 áreas com diferentes dimensões.
Área anômala (m2) Raio da área anômala (m)
Fator de forma
1 0,56 0,016
25 2,80 0,40
100 5,60 0,55
500 13,00 0,80
1.200 20,00 1,0
Fonte: KENNEDY et al. (1986)
3.6.2 Fator de Forma para a Profundidade
O cálculo da dose de radiação gama proveniente do solo em termos verticais também
é simplificada através de cálculos que consideram os radionuclídeos uniformemente
distribuídos, encobertos por uma capa superficial de solo sem a presença de radioisótopos
naturais.
O ser humano é posicionado na superfície e no centro de um cilindro de raio R, no
qual uma camada superficial sem radioisótopos e com espessura TC = Cd(t) recobre uma faixa
Figura 11 – Área com anomalia radioativa de formato irregular
(tracejado azul) corrigida por 4 cilindros concêntricos (vermelho,
verde, azul escuro e lilás).
58
de espessura TS = T(t) com radioisótopos distribuídos uniformemente. Considera-se que toda
a dose da radiação gama do solo atinge o ser humano no seu ponto médio que se encontra a
uma altura Ta = 1 m da superfície (Figura 12) (Yu et al., 2001).
Fonte: YU et al. (2018).
O fator de área utilizado como correção para emanação não uniforme de radiação gama
do solo, pode ser estimado como a razão entre a dose que atinge o corpo na geometria do
cilindro da Figura 12, visto apenas em corte, e a superfície infinita considerada (Equação 3).
(3)
Na Equação 4, a taxa de dose é estimada considerando que o feixe de radiação ionizante
atinge o ponto central do homem sobre a superfície. A dose é calculada através do método do
ponto central (Figura 13) (PROKHORETS et al., 2007).
Fonte: YU et al. (2001).
Camada superficial isenta de radionuclídeos
R
TS = T(t)
TC = Cd(t)
Ta = 1 m
Figura 12 – Geometria considerada para o cálculo do fator de forma.
y r
l
R
dVS TS = T(t)
TC = Cd(t)
(t)
Ta = 1 m
Figura 13 – Geometria considerada para integração do fator de área
para um elemento infinitesimal.
59
(4)
Onde:
l;
l2 = r
2 + Ta + Cd(t) + y
2;
;dVs = 2πry drdy
μa = coeficiente de atenuação para o ar (dependente da energia);
μc = coeficiente de atenuação da camada superficial do solo (dependente da energia);
μs = coeficiente de atenuação do material da fonte (dependente da energia);
B(z) = fator de buildup para o comprimento do caminho médio livre (dependente da energia);
K = fator de conversão (dependente da energia).
As energias e rendimento dos fótons dos diferentes radionuclídeos são obtidos da
ICRP 38 (ICRP, 1983). Um algorítimo foi selecionado para analisar o espectro completo e
combinar repetidamente os fótons com a razão relativa mínima nas suas energias. O
rendimento do fóton resultante é a soma de dois fótons e a energia é o rendimento ponderado
de dois fótons.
O fator de área dependente da energia FAγ’(Eγ) é calculado para cada energia gama, de
cada radionuclídeo presente, por interpolação a partir de valores tabulados de FAγ’(Eγ)
previamente calculados e armazenados.
Finalmente, o fator de área para um radionoculídeo específico é calculado fazendo a
combinação dos fatores de área, ponderados por suas frações de fótons (FPTγ) e pela
contribuição da dose de cada ponto de referência (Equação 5) (YU et al., 2001).
(5)
Onde:
FAil é o fator de forma do radionuclideo i que se encontra a uma distância l do ponto médio
do indivíduo sobre a superfície (Figura 13) e D∞ = dose obtida no Relatorio de Orientação
Federal nº 12 (ECKERMAN, RYMAN, 1993).
60
Existem estudos relativos à exposição à radiação ionizante antrópica, como por
exemplo os exames de corpo inteiro utilizando raios x, tomografia, funções ocupacionais
próximas às instalações que emitem radiações ionizantes e diversas outras situações através
de simulações e modelos. Nesses casos, além dos códigos computacionais, também são
utilizadas formas denominadas de fantomas como modelos de seres humanos expostos
(CABRAL et al., 2015; CLAUDINO et al., 2015; NRC, 2006).
3.7 MODELAGEM DE CENÁRIOS DE EXPOSIÇÃO À RADIAÇÃO IONIZANTE
NATURAL DE REGIÕES ANÔMALAS
Não existe equipamento para fazer medições diretas da dose radiológica acumulada no
corpo inteiro ou em um órgão específico do ser humano. Para obtenção de dados sobre essas
quantidades, são utilizados cálculos de atividade dos radionuclídeos através de modelos
matemáticos, desenvolvidos usando características dos radioisótopos existentes no solo, na
água e no ar, além de fatores numéricos de transferência através da cadeia alimentar, e
diversos fatores de conversão de dados. A obtenção da atividade acumulada no corpo permite
o cálculo da taxa de dose equivalente comprometida (HÀLA, NAVRATIL, 2003).
A obtenção de valores de dose equivalente comprometida devido ao NORM depende
de diversos fatores influentes no solo da região analisada. O cenário, hipotético ou real,
relacionado à região de estudo é o primeiro ponto importante para entender a complexidade
do meio ambiente e do processo de transporte dos radionuclídeos. A partir desse cenário, e de
dados reais sobre as atividades dos radioisótopos já estudados previamente, é possível
modelar a situação em análise (IAEA, 2007).
Os modelos para dedução das concentrações de radionuclídeos no solo e que sejam
compatíveis com limites de dose são simplificações de processos complexos. Por exemplo,
não é factível realizar a dosimetria do solo de uma área por menor que seja sua dimensão, da
mesma forma que não é possível prever uma taxa de dose equivalente efetiva futura da
mesma área com absoluta certeza. Na literatura existe concordância da importância da
modelagem de dados na avaliação do impacto do NORM no meio ambiente no sentido de
que: (A) os modelos devem potencialmente fazer parte do processo de avaliação; (B) para
obtenção de previsões mais realistas, os modelos devem ser usados em conjunto com o maior
número possível de medições de campo; (C) a modelagem poderá fornecer resultados para
preencher lacunas existentes de dados obtidos em estudos prévios, ou até mesmo quando se
tem poucos dados disponíveis; (D) as limitações e adequações do modelo, além dos dados de
61
suporte, devem ser perfeitamente entendidas pelos usuários e pelas pessoas interessadas (YU
et al., 2001).
A complexidade da modelagem de todo o processo da influência do NORM é tão
grande que suposições e aproximações precisam ser utilizadas no ajuste do modelo. Isto faz
com que a faixa de utilização do modelo fique restrita a alguns poucos cenários reais, gerando
um maior grau de incerteza (IAEA, 2007).
Darko (2004) modelou e calculou o risco à saúde devido ao TENORM em operações
de mineração na superfície e no subsolo em uma mina de ouro em Gana na África. Foram
utilizadas medições de campo e métodos matemáticos baseados em algoritmos de convolução
e formalismos analíticos simples. Taxas de dose de radiação gama foram calculadas a partir
das concentrações do 238
U, 232
Th e 40
K no solo ou subsolo e do 222
Rn no ar. Essas taxas foram
utilizadas como estimativas para doses equivalentes efetivas sobre os trabalhadores da mina,
que apresentava minerais radioativos associados ao minério de ouro.
O risco à saúde pode ocorrer também devido ao deslocamento dos radionuclídeos na
natureza. Owusu (2013) modelou matematicamente o transporte de radionuclídeos naturais do
fluxo de água de efluentes da mina de ouro localizada em Damang Tarkwa – Gana – África,
utilizando equações diferenciais parciais através de uma abordagem Euleriana-Lagrangeana.
Wallace (2013) utilizou o código computacional Monte Carlo N-Particle (MCNP)™ para a
modelagem de fontes de NORM em larga escala a partir do solo, porém esse autor usou
apenas as energias gama já conhecidas dos isótopos das séries do 238
U e 232
Th sem considerar
dados amostrais de campo.
A IAEA já trabalha com modelagem de dados de NORM desde a década de 1980.
Entre os anos de 2003 e 2007, a IAEA desenvolveu o projeto “Environmental Modelling for
Radiation Safety” (EMRAS). Este projeto foi divido em três linhas de pesquisa: avaliação da
liberação de radioatividade, remediação de locais com resíduos radioativos e proteção do
meio ambiente. Os grupos de pesquisa utilizaram vários códigos computacionais já existentes
para o desenvolvimento dos trabalhos como “Dose Distribution Model” (DOSDIM),
HYDRUS e “Residual Radiation” (RESRAD). Todos são modelos que consideram o cenário
constituído por uma fonte em forma de área finita (IAEA, 2007)
Muitos dos modelos criados ou simplesmente utilizados no projeto EMRAS da IAEA
não são adequados para a modelagem do NORM, pois tratam do comportamento de um único
e específico radionuclídeo e não tem um banco de dados com os diversos fatores que
permitam a simulação dos radionuclídeos no meio ambiente. Os que foram analisados como
adequados para utilização com NORM foram classificados em três categorias: (A) modelos
62
de triagem ou rastreamento, que são modelos relativamente simples, servindo para verificar se
o cenário modelado garante informações adicionais; (B) modelos de conformidade, que são
utilizados para verificar a conformidade dos valores obtidos com exigências de regulação e
normalmente utilizados também para estimar os limites máximos de concentração e dose; (C)
modelos de avaliação de impacto detalhado, utilizados para identificação dos radioisótopos,
suas concentrações, doses provocadas e uma série de detalhes importantes (IAEA, 2007).
3.8 MODELOS DE VIAS DE TRANSFERÊNCIAS DOS RADIONUCLÍDEOS DO MEIO
AMBIENTE AO CORPO HUMANO
A modelagem das vias de transferências dos radionuclídeos naturais é iniciada a partir
da identificação dos prováveis caminhos que permitem o acesso dos radioisótopos ao corpo
humano. A primeira via ambiental que expõe o ser humano à radiação ionizante é o próprio
solo, em seguida, o percurso atmosférico e, por último, o percurso aquático. As duas formas
de exposição, externa e interna, podem ocorrer através dos percursos tabulados no Quadro 7
(YU et al., 2001).
Quadro 7 – Prováveis vias de transferências dos radionuclídeos.
Percursos
de radiação
Radiação externa Radiação interna
Inalação Ingestão
Solo Exposição direta de radiação
gama. Percurso utilizado para
deduzir as diretrizes
específicas do solo (por
exemplo, geometria da fonte)
Poeira Alimentos vegetais
Carne
Leite
Ar Poeira
Radônio e produtos de
decaimento
Outros radionuclídeos
gasosos na atmosfera
Radônio e produtos
de decaimento
Outros
radionuclídeos
gasosos na atmosfera
-
Água Águas superficiais
-
Alimentos aquáticos
como peixes,
crustáceos e
moluscos
Águas subterrâneas e
superficiais
Fonte: ADAPTADO PELO AUTOR DE YU et al., 2001.
63
A partir de um determinado percurso, os radionuclídeos podem ser transportados de
uma fonte radioativa até o ponto de exposição por diversas trilhas ambientais, porém é
importante considerar os itens do Quadro 7, não como caminhos individuais, mas como vias
compostas por várias vias diferentes. Por exemplo, é possível a ingestão de vegetais por
diferentes processos, e também água do subsolo pode ser utilizada como potável, ou irrigar
plantações ou ainda ser fornecida para rebanhos (YU et al., 2001).
As diversas trilhas ambientais (Figura 14), pelas quais os radionuclídeos podem
chegar ao ser humano, precisam estar claramente definidas para que os efeitos provocados
pela radiação ionizante à saúde sejam entendidos e estimados. Os radionuclídeos naturais e
artificiais, dependendo do seu comportamento na natureza e no corpo humano, da sua
ocorrência e das suas propriedades físicas e químicas são responsáveis pela exposição à
radiação ionizante, externa e interna, que atinge o homem (HÁLA e NAVRATIL, 2003).
Fonte: ADAPTADO PELO AUTOR A PARTIR DE KOPDRA (1986).
Figura 14 - Vias dos radionuclídeos naturais no meio ambiente.
64
3.9 FATORES DE CONVERSÃO DE DOSE
Hála e Navratil (2003) afirmam que as consequências da exposição interna para o
corpo humano dependem primariamente da dose radioativa acometida para o órgão ou para o
corpo inteiro e esta, por sua vez, depende das respectivas atividades dos radionuclídeos
incorporados. Porém, Yu e colaboradores (2001) afirmam que a distribuição de dose no corpo
depende do tipo de radiação envolvida e da localização dos radionuclídeos responsáveis pela
emissão. Inicialmente é muito importante entender a relação causa-efeito desse fenômeno.
Sem a exposição não existe dose, consequentemente, Yu e colaboradores (2001) estão mais
próximos do problema.
Contudo, o problema não é apenas conceitual, mas também em relação a concordância
de como a dose deve ser calculada. Não existe ainda um padrão definitivo sobre o assunto.
Existem diversas instituições ao redor do mundo tratando de divulgar cálculos e dados sobre o
tema, mas a ICRP, fundada em 1928, tem sido aceita como organização com objetivo de
proteger a população e o meio ambiente dos efeitos deletérios da radiação ionizante. As
publicações da ICRP com métodos de determinação de dose interna começaram no ano de
1959 (Publicação 2). A mais recente publicação ICRP relacionada a esse trabalho, para
determinação e uso da dose efetiva, foi divulgada no dia 24 de abril de 2008 através do
documento ICRP 103 (HARRISON et al., 2018; BOYD, 2009).
Inicialmente é importante entender os conceitos de dose. Dose radioativa é uma
grandeza física denominada de dose absorvida. A dose absorvida é definida como a
quantidade de energia que a radiação ionizante deposita em unidade de massa de matéria.
Harrison e colaboradores (2018) afirmam, através de um documento ICRP, que esta grandeza
é a quantidade física fundamental. As unidades utilizadas são J.kg-1
ou gray (Gy), unidade do
Sistema Internacional (SI), e a unidade mais antiga denominada de rad. Define-se 1 Gy como
igual a 100 rads (HÁLA e NAVRATIL, 2003).
A dose absorvida não é uma quantidade adequada para avaliar os efeitos da radiação
ionizante porque diferentes tipos de radiação ocasionam diferentes níveis de prejuízos ou
danos biológicos. Para que o cálculo possa ser realizado de forma que as diferenças sejam
consideradas, são utilizados fatores ponderados de radiação, representados por WR, fazendo
com que surja uma nova quantidade, definida como dose equivalente, quando a dose
absorvida é multiplicada pelo fator de conversão adequado. Para radiação beta e gama,
utiliza-se o fator de ponderação WR = 1. Quando se analisa radiação alfa, utiliza-se o fator de
ponderação WR = 20. A dose equivalente tem unidades SI em sieverts, apesar de também ser
65
utilizada a unidade mais antiga o rem, de forma que 1 sievert é igual 100 rems (BOYD,
2009).
Boyd (2009) afirma que a quantidade dose equivalente não é a medida mais adequada
para avaliar os efeitos da radiação ionizante, pois só contabiliza as diferenças entre a
capacidade de gerar danos ao corpo humano devido aos diferentes tipos de radiação. Para
corrigir esta situação, a ICRP introduziu no ano de 1977 o fator de ponderação para tecidos
WT, pois para a mesma dose equivalente, órgãos diferentes apresentam diferentes
susceptibilidade. Passou-se a utilizar o fator WT para fontes de radiação externa, não uniforme
ou para contaminação interna na qual órgãos diferentes recebem diferentes doses. A dose no
órgão multiplicada por esse fator de ponderação resulta na dose uniforme efetiva de corpo
inteiro, que representa o mesmo risco de câncer e danos genéticos daquela dose no órgão.
A ICRP define a dose equivalente efetiva (“Effective Dose Equivalent – EDE”) como
uma grandeza, para qualquer padrão de radiação, calculada através da soma ponderada da
dose equivalente para vários órgãos. Os fatores de ponderação são proporcionais ao risco
potencial associado com a irradiação desses órgãos. Todos os fatores utilizados para deduzir
as concentrações de radionuclídeos no solo são baseados na EDE. Porém, alguns
pesquisadores, como Brenner (2008), sugerem que o termo dose efetiva não deveria ser
utilizado, pois não está relacionado a dose e sim ao risco radiológico e, portanto, esse valor
numérico simples proporcional ao prejuízo radiobiológico provocado pela exposição à
radiação deveria ser identificado como risco efetivo.
Doses internas para órgãos e tecidos do corpo humano são estimadas com fatores
representando a dose equivalente incorporada a partir de um radionuclídeo via inalação ou
ingestão. Para o caso de radiação externa, a taxa de dose no órgão depende da concentração
do radionuclídeo no meio ambiente. No cálculo de um valor da dose de radiação ionizante
natural, que um indivíduo receberá a partir de radionuclídeos inalados e/ou ingeridos, é
necessário inicialmente entender como o material vai interagir com o corpo humano e qual o
tipo de dano ele poderá produzir antes de ser excretado. Todas as informações relativas a
essas exposições internas estão resumidas na constante definida como Fator de Conversão de
Dose (“Dose Conversion Factor – DCF”) (SMITH, 2009).
Para a exposição interna, o DCF relaciona a dose total ao longo da vida do indivíduo
com a quantidade de material radiológico ingerido e/ou inalado, ou seja, a atividade do
radionuclídeo. Por isso, a constante tem unidades sievert por bequerel (Sv.Bq-1
). Para
exposição externa, o DCF é a razão entre a EDE e a concentração de um radionuclídeo no ar,
na água ou no solo (SMITH, 2009; YU et al., 2001).
66
O DCF envolve o principal valor que representa a consequência da exposição à radiação
ionizante natural: a dose. As metodologias utilizadas para o cálculo da dose de radiação para
trabalhadores ou para o público em geral estão sempre sendo repensadas pela ICRP e por
pesquisadores ao redor do mundo.
3.10 DIRETRIZES PARA CONCENTRAÇÕES DE RADIONUCLÍDEOS NO SOLO
Uma área é considerada radiologicamente anômala quando uma camada de solo
apresenta amostras na qual a concentração de NORM ultrapassa a concentração dos
radionuclídeos responsáveis pela radiação de fundo. Esta é calculada a partir de medições de
amostras de solo obtidas em várias áreas próximas da área considerada anômala, mas nas
quais a anomalia é muito improvável. O NORM tem a concentração considerada acima da
concentração da radiação de fundo quando seu valor é maior que a média da concentração da
radiação de fundo mais duas vezes o desvio padrão (YU et al., 2001).
O critério básico para liberação do uso irrestrito de um local sob análise radiológica é
o limite de dose que representa as diretrizes do solo analisado e que são destacadas através
das atividades especificas dos radionuclídeos encontrados. Essas atividades específicas
podem ser representadas através das relações dose/fonte (“Dose/Source Ratios – DSRs”) que
são expressas através de três fatores primários: Fatores de Conversão de Dose (“Dose
Conversion Factors – DCFs”), Fatores de Transporte Ambiental (“Environmental Transport
Factors – ETFs”) e dos Fatores de Fontes (“Source Factors – SFs”) (YU et al., 2001).
Analiticamente o critério que deve ser atendido para considerar um local como não
anômalo em termos radiológicos é representado pela inequação 1.
HE(t) ≤ HEL, tr ≤ t ≤ th (1)
Onde:
HE(t) é a média anual da dose equivalente efetiva total (“Total Effective Dose Equivalent –
TEDE”) recebida por um membro do grupo da população crítica no tempo t seguinte a análise
radiológica do local em mSv/ano ou mrem/ano;
HEL é o limite básico de dose adotado, atualmente em 0,25 mSv/ano ou 25 mrem/ano;
tr é o tempo no qual o local é liberado para utilização sem restrições radiológicas seguinte ao
período de análise;
th é o horizonte do tempo, normalmente utilizado como 1.000 anos.
67
A TEDE é representada pela soma da Dose Equivalente Efetiva (“Effective Dose
Equivalent – EDE”), decorrente da radiação externa ao corpo, e da Dose Equivalente Efetiva
Comprometida (“Committed Effective Dose Equivalent – CEDE”), decorrente da radiação
interna. O tempo no qual uma análise radiológica é iniciada, é denominado de tempo de
origem ou tempo zero. O tempo no qual uma área é liberada após a avaliação radiológica, é
denominado de tempo de liberação (“released time”). Considera-se o valor de tr = 1 ano como
um valor adequado após a conclusão da análise.
A Comissão Regulatória Nuclear dos Estados Unidos (United States Nuclear
Regulatory Commission – USNRC) declara nas suas regulamentações:
“Uma área será considerada aceitável de modo irrestrito se a
radioatividade residual, que é diferente da radiação de fundo,
resultar em um valor de dose equivalente efetiva total, para um
membro médio do grupo crítico, menor ou igual a 0,25 mSv.a-1
,
incluindo inclusive as fontes de águas subterrâneas de água
potável. Essa radioatividade residual deve ser reduzida a valores
tão baixos quanto razoavelmente possível (ALARA). A
determinação dos níveis que são ALARA deve levar em
consideração qualquer dano, como mortes por acidentes de
transporte, que podem resultar potencialmente da
descontaminação e eliminação de resíduos.” (USNRC, 2018).
Estimando que os radioisótopos do solo estão distribuídos uniformemente na região
analisada, a inequação 1 pode ser aproximada pelo somatório das frações das concentrações
dos radioisótopos presentes na área de estudo M(t), gerando a inequação 2:
M(t) ≡ HE(t)/HEL = ( ) ≤ 1, tr ≤ t ≤ th
(2)
Onde:
M(t) ≡ HE(t)/HEL que é a fração do limite de dose básico recebida por um membro do grupo
crítico no tempo t seguinte a pesquisa (adimensional);
Si(0) é a concentração do iésimo radionuclídeo principal em uma área uniformemente
anômala no tempo 0 em (Bq.g-1
);
Gi(t) é a orientação de limitação de concentração de um radionuclídeo no solo para o iésimo
radionuclídeo principal em uma área uniformemente anômala no tempo t (Bq.g-1
).
68
O valor do denominador da inequação 2 pode ser calculado, para uma área
uniformemente anômala, através da equação 5:
Gi(t) = HEL/DSRi(t) (5)
Onde:
é o limite de dose definido pelo usuário. Neste trabalho foi definido como 0,25
mSv.a-1
;
= é a razão da dose por concentração no solo do i-ésimo
radionuclídeo principal na área anômala no tempo t (mSv.a-1
/Bq.g-1
);
Porém, essa grandeza DSRi p(t) (mSv.a-1
/Bq.g-1
), razão entre a dose e a concentração da
fonte para o radionuclídeo i no compartimento p, pode ser calculada através da equação 6:
DSRi p (t) = HE, i p (t) / Si(0) (6)
Onde:
HE, ip (t) é a dose total efetiva equivalente média recebida em um tempo t por um
membro do grupo populacional crítico a partir do i-ésimo radionuclídeo principal
transportado através do p-ésimo percurso ambiental junto com os seus produtos de
decaimento associados (mSv.a-1
);
Si(0) é a concentração inicial do i-ésimo radionuclídeo principal em uma área anômala
uniforme (Bq.g-1
).
É possível também, utilizando a soma das atividades específicas individuais dos
radionuclídeos distribuídos uniformemente no solo anômalo, prever um valor passível de
produzir uma dose abaixo ou acima do limite considerado como seguro para evitar efeitos
deletérios (0,25 mSv.a-1
). Na realidade, é uma previsão dos limites específicos de qual deve
ser a atividade especifica máxima de um radionuclídeo que pode ser deixado no subsolo, de
forma que, mesmo assim, os valores limites de dose não sejam ultrapassados ou alcançados.
Esse valor é calculado através da equação (5).
69
4 MATERIAIS E MÉTODOS
A abordagem deste estudo foi direcionada para a realização de uma complementação
da análise radiométrica dos radioisótopos 238
U e descendentes, 232
Th e descendentes e 40
K, em
solos com anomalias radioativas da região da área rural do município de Pedra já executada
empiricamente por Santos Júnior (2009). Anteriormente, Silva (2006) já estudara a potencial
transferência do 226
Ra e 228
Ra de vegetais (capim, palma forrageira, cana de açúcar, sorgo,
mandioca e silagem) e água, fornecidos ao rebanho leiteiro, para o leite produzido e
consumido pela população da mesma região. Dessa forma, os dados de concentração de
atividade específica dessa área permanecem úteis para realização de estudos de
monitoramento radioecológico das anomalias do solo. Porém, a metodologia agora destacada
apresenta uma visão diferenciada em relação aos trabalhos anteriores, pois se trata da
modelagem e simulação da dose equivalente efetiva em diversos períodos de exposição. Os
dados utilizados foram obtidos de uma pesquisa anterior desenvolvida pelo Grupo de
Radioecologia (RAE) do Departamento de Energia Nuclear (DEN) da Universidade Federal
de Pernambuco (UFPE).
4.1 O CENÁRIO DE EXPOSIÇÃO UTILIZADO
Foi necessário definir um padrão de atividades dos seres humanos que vivem em uma
determinada área, para que o estudo relacionasse o efeito da radioatividade natural sobre a
própria população crítica. Foram considerados como indivíduos do grupo crítico, os
residentes permanentes da área delimitada para a coleta das amostras de solo. No caso, as
amostragens de solo foram obtidas de uma região rural da cidade de Pedra, agreste
pernambucano, com características de produção leiteira e derivados. Por conseguinte, o
cenário mais adequado é o de um sítio, fazenda ou vila rural, no qual uma família, ou grupo
de famílias, vive em casas de taipa e cultiva diversos tipos de alimentos para subsistência,
criam aves, suínos, caprinos e bovinos, em terrenos anômalos próximos. Nesse cenário, o
grupo crítico está exposto à dose de radiação decorrente dos seguintes percursos ambientais:
Emanação direta dos isótopos do radônio do solo. Normalmente os seres humanos são
alcançados pela radiação gama proveniente principalmente das séries do 238
U, 232
Th e
do decaimento do 40
K;
70
Inalação da poeira suspensa. Considera-se nesse caso que, as estradas de acesso às
casas e vilas, além do próprio piso das casas e áreas circunvizinhas, são todas de solo
batido e sem cobertura artificial;
Inalação do radônio e de seus produtos de decaimento;
Ingestão de alimentos vegetais cultivados na área analisada;
Ingestão de carne, leite e derivados provenientes de rebanhos criados na área anômala;
Consumo de peixes provenientes de lagos que recebem água por percolação da área
estudada;
Ingestão de água de poços próximos à área anômala;
Ingestão direta/indireta de solo da região anômala.
4.2 ÁREA DE OBTENÇÃO DAS AMOSTRAS E CENÁRIO DO ESTUDO
As amostras de solo obtidas e analisadas foram oriundas do município de Pedra no
estado de Pernambuco. Esta é uma região que não apresenta produção mineral e nem
indústrias geradoras de resíduos, portanto, confirmando a não existência de TENORM na área
estudada (BELTRÃO et al.; 2005). A seleção da região de Pedra deveu-se basicamente aos
seguintes critérios:
Apresentar fontes de anomalias radioativas naturais sem influência tecnológica
do homem;
Existência de dados fidedignos provenientes das pesquisas anteriores do grupo
RAE (SANTOS JUNIOR et al., 2010; SANTOS JÚNIOR, 2009; SILVA, 2006);
Apresentar uma população rural característica de um cenário previsto no modelo
desenvolvido;
Apresentar produção rural de vegetais, leite e carne para consumo próprio;
Existência de estudos dos recursos hídricos.
A localização geográfica da cidade de Pedra (Figura 15) é indicada pela latitude 8°
29’49.0’’S (-8 29.817) e longitude 36°56’.27.0’’W (-36 56.450), compreendendo uma área
total de 921.477 km2 e uma população estimada para 2018 de 22.566 pedrenses. No estado de
Pernambuco, a área é identificada como Mesoregião de Desenvolvimento Agreste Meridional
e como Microrregião do Vale do Ipanema. A distância do município para a capital Recife é de
255,4 km e o acesso pode ser feito pelas rodovias BR232 e PE217. O município é formado
por 05 distritos: Pedra (sede), Horizonte Alegre, Poço do Boi, São Pedro do Cordeiro e Santo
71
Antônio; além de 03 povoados: Poço das Ovelhas, São Francisco e Tenebre. Os limites
geográficos ocorrem ao norte com os municípios de Pesqueira e Arcoverde, ao sul com Águas
Belas, ao leste com Venturosa, Paranatama e Caetés e ao Oeste com Buíque (BDE, 2018;
IBGE, 2015; BELTRÃO et al., 2005).
A região basicamente apresenta um bioma de caatinga com florestas caducifólia e
subcaducifólia típicas da região agreste do estado. O clima é tropical chuvoso com verão seco
e temperatura média em torno de 22 °C. A estação das chuvas começa entre janeiro/fevereiro
e termina entre setembro/outubro. A região é cortada por rios de pequena vazão, porém
perenes e o potencial de água subterrâneo é baixo (BELTRÃO et al., 2005).
Fonte: BELTRÃO et al. (2005).
Em termos de águas superficiais, o município está inserido no domínio da Bacia
Hidrográfica do Rio Ipanema, formada pelos seguintes cursos d’água: rios Ipanema e
Cordeiro; e os riachos Mororó, Lagoa, Periperi, do Mel, Salgado, Riachão, da Veneza, da
Luíza, Seco, do Saco, da Volta Grande, Ipueiras, São José do Anjico, do Tamanduá e do
Defunto. São encontradas ainda na mesma bacia os seguintes pontos de acumulação: os
Figura 15 – Localização do município de Pedra – Pernambuco.
72
Continua na próxima página.
açudes Arcoverde (16.800.000 m3) e Mororó (2.929.682 m
3); além das lagoas do Bicheiro, do
Jacu, Grande, do Algodão e do Anzol. No município existem 74 poços (64 públicos e 10
particulares) e são utilizados de acordo com a seguinte distribuição: 11% são destinados ao
uso doméstico primário (água de consumo humano para beber); 49% são utilizados para o uso
doméstico secundário (água de consumo humano para uso geral); 1% para agricultura; e 39%
para animal (BELTRÃO et al., 2005).
4.3 AMOSTRAS DE SOLO
A área de coleta das amostras de solo foi dimensionada com extensão de 1,70 km2 de
acordo com as seguintes coordenadas geográficas 08°37.693’S (-8.627877) e 36°55.220’W (-
36.920333). Essa é uma área com formações rochosas com anomalias de 238
U e na qual
existem duas fazendas produtoras de leite e derivados, além de serem produzidos cultivos de
subsistência. Também são produzidos vegetais como palma forrageira e capim para
alimentação de rebanhos. A amostragem realizada por Santos Júnior, no período de 2004 a
2006, priorizou a localização de afloramentos rochosos e solos adjacentes. Porém, neste
trabalho de simulação foram utilizados apenas os dados, atividades específicas, dos solos
analisados. Não foram utilizados os dados representativos de amostras de rochas. As amostras
foram obtidas de trincheiras de 0,5 m2 previamente delimitadas e limpas. Foram obtidas 62
amostras a uma profundidade média de 45 cm da superfície (entre 30 a 50 cm). Após a
preparação das amostras e posterior análise por espectrometria gama em detector de germânio
hiperpuro (HPGe de alta resolução), os resultados obtidos e os respectivos pontos de
amostragem e as datas das coletas de solo foram tabulados (Tabela 5).
Tabela 5 - Valores de atividades específicas de amostras de solo da região
analisada. Código Coordenadas Data da
coleta
(mês/ano)
Atividade específica (Bq.kg-1
)
S W 238
U 232
Th 40
K
01 8° 37.885’ 36° 55.573’ 11/2006 16,6±0,4 38,7±0,1 298,0±1,3
02 8° 37.876’ 36° 55.611’ 11/2006 15,5±0,4 45,4±0,1 369,7±1,3
03 8º37.899’ 36º55.616’ 11/2006 23,3±0,5 84,1±0,1 396,0±1,3
04 8º37.872’ 36º55.466’ 11/2006 6,8±0,4 76,4±0,1 479,9±1,4
05 8º37.921’ 36º55.461’ 11/2006 18,3±0,4 70,0±0,1 380,2±1,4
06 8º37.932’ 36º55.396’ 11/2006 117,6±2,2 87,8±0,1 620,5±1,6
73
Continuação da Tabela 5.
Continua na próxima página.
07 8º37.838’ 36º55.559’ 11/2006 229,8±14,9 78,0±0,1 601,9±2,6
08 8º37.783’ 36º55.570’ 11/2006 20,2±0,5 82,0±0,2 415,7±1,4
09 8º37.754’ 36º55.623’ 11/2006 12,7±0,6 89,8±0,1 923,6±2,8
10 8º37.807’ 36º55.304’ 11/2006 66,7±1,6 338,5±0,1 1.401,4±1,7
11 8º37.773’ 36º55.313’ 11/2006 46,1±0,7 268,3±01 1.628,4±8,5
12 8º37.778’ 36º55.250’ 11/2006 33,8±0,8 66,9±0,1 708,7±1,9
13 8º37.692’ 36º55.540’ 11/2006 82,0±0,7 194,2±0,1 2.274,4 ± 8,5
14 8º37.732’ 36º55.233’ 11/2006 23,4±0,7 33,5±0,1 553,6±1,5
15 8º37.663’ 36º55.325’ 11/2006 25,0±0,7 112,2±0,1 750,6±1,0
16 8º37.693’ 36º55.217’ 5/2004 832,9±1,3 144,9±0,2 699,7±2,0
17 8º37.717’ 36º55.177’ 11/2006 43,2±0,7 150,2±0,1 1.307,9±3,1
18 8º37.726’ 36º55.206’ 11/2006 16,4±0,7 50,1±0,2 405,6±1,9
19 8º37.709’ 36º55.244’ 11/2006 16,5±0,4 47,6±0,1 321,1±1,3
20 8º37.650’ 36º55.230’ 11/2006 38,5±0,9 133,4±0,1 578,5±1,5
21 8º37.607’ 36º55.211’ 11/2006 29,2±0,7 87,7±0,1 469,6±1,5
22 8º37.644’ 36º55.162’ 11/2006 25,8±0,7 110,0±0,1 499,6±1,4
23 8º37.618’ 36º55.279’ 11/2006 15,1±0,6 61,1±0,1 964,8±6,6
24 8º37.591’ 36º55.317’ 11/2006 46,1±1,1 162,9±0,2 1.091,5±1,8
25 8º37.535’ 36º55.302’ 11/2006 55,7±0,8 192,3±0,2 1.075,3±1,6
26 8º37.478’ 36º55.336’ 11/2006 58,5±0,9 191,8±0,1 1.259,1±2,5
27 8º37.481’ 36º55.286’ 11/2006 52,4±0,7 146,7±0,1 1.575,1±4,0
28 8º37.512’ 36º55.238’ 11/2006 33,2±1,1 71,5±0,1 1.032,8±5,0
29 8º37.584’ 36º55.221’ 11/2006 38,8±0,8 101,6±0,1 642,5±1,4
30 8º37.554’ 36º55.259’ 11/2006 11,3±0,6 93,1±0,1 855,6±2,7
31 8º37.376’ 36º55.160’ 11/2006 45,3±0,8 169,1±0,1 1.095,1±4,8
32 8º37.302’ 36º55.149’ 11/2006 43,7±0,8 137,6±0,1 1.187,2±4,7
33 8º37.406’ 36º55.140’ 5/2004 32,0±0,9 216,2±0,1 1.034,0±1,5
34 8º37.432’ 36º55.090’ 5/2004 24,9±1,1 233,4±0,1 1.129,2±1,6
35 8º37.449’ 36º55.172’ 5/2004 81,4±2,0 99,7±0,1 460,8±1,0
36 8º37.465’ 36º55.148’ 5/2004 29,4±0,9 115,7±0,1 584,3±1,3
37 8º37.479’ 36º55.119’ 5/2004 35,7±0,8 168,5±0,1 1.126,3±1,5
38 8º37.492’ 36º55.206’ 6/2004 30,3±0,8 174,0±0,1 774,5±1,4
39 8º37.520’ 36º55.161’ 6/2004 44,1±0,7 103,6±0,1 566,0±1,3
40 8º37.360’ 36º55.035’ 10/2003 57,9±0,8 181,9±0,1 919,6±1,5
41 8º37.335’ 36º55.070’ 5/2004 38,9±0,7 204,8±0,1 967,1±1,5
74
Continuação da Tabela 5.
42 8º37.401’ 36º55.083’ 5/2004 47,2±0,8 218,2±0,1 1.080,2±1,6
43 8º37.376’ 36º55.117’ 5/2004 51,4±0,8 204,3±0,1 1.172,3±1,6
44 8º37.234’ 36º55.074’ 11/2006 18,1±0,5 242,7±0,1 740,6±1,6
45 8º37.192’ 36º55.131’ 11/2006 25,0±0,5 178,0±0,6 948,9±1,6
46 8º37.171’ 36º55.078’ 11/2006 38,6±0,5 337,9±0,2 711,7±1,5
47 8º37.198’ 36º55.049’ 11/2006 36,2±0,6 448,1±0,2 1.018,8±1,6
48 8º37.456’ 36º54.983’ 11/2006 33,1±0,7 141,9±0,1 712,2±1,6
49 8º37.495’ 36º54.990’ 11/2006 38,7±0,7 168,1±0,1 946,2±1,7
50 8º37.522’ 36º55.052’ 11/2006 57,4±0,9 179,0±0,1 917,6±1,5
51 8º37.619’ 36º55.043’ 11/2006 23,6±0,7 106,5±0,1 535,0±1,4
52 8º37.623’ 36º54.956’ 11/2006 44,7±0,8 209,8±0,1 884,4±1,6
53 8º37.211’ 36º55.058’ 11/2006 39,6±0,6 353,1±0,2 916,3±1,5
54 8º37.161’ 36º55.062’ 11/2006 54,3±1,4 182,2±0,2 590,3±1,4
55 8º37.389’ 36º54.988’ 11/2006 48,0±1,5 218,0±0,1 1.057,3±1,7
56 8º37.347’ 36º54.958’ 11/2006 29,4±0,6 133,2±0,1 1.300,7±6,1
57 8º37.294’ 36º55.012’ 11/2006 52,5±1,0 209,7±0,1 1.201,8±2,3
58 8º37.260’ 36º55.011’ 11/2006 53,2 ±0,8 199,8±0,1 1.064,8±1,5
59 8º37.199’ 36º54.999’ 11/2006 39,4±1,0 219,4±0,1 1.172,3±1,8
60 8º36.806’ 36º54.527’ 11/2006 32,9±1,0 175,4±0,1 986,0±1,6
61 8º36.797’ 36º54.462’ 11/2006 48,9±0,8 303,3±1,1 1.304,6±1,7
62 8º36.768’ 36º54.428’ 11/2006 24,4±0,6 224,4±0,2 482,0±1,4
Fonte: ADAPTADO PELO AUTOR DE SANTOS JÚNIOR (2009).
4.4 MODELAGEM COMPUTACIONAL DA TRANSFERÊNCIA DOS RADIOISÓTOPOS
O estudo foi desenvolvido para modelar, a partir de medições da atividade de amostras
de solo e de simulações de dados, a exposição e a transferência de radioisótopos de ocorrência
natural para populações residentes sobre anomalias radiológicas. A primeira etapa do trabalho
foi o desenvolvimento do modelo identificando a área, a população, os radionuclídeos
primordiais, os percursos ambientais e as diversas características que envolvem todos esses
parâmetros. A seleção da ferramenta computacional mais adequada para o modelo descrito,
foi a segunda etapa do trabalho, pois o desenvolvimento de um programa personalizado foi
descartado no início do projeto, ficando como uma nova etapa a ser posteriormente
desenvolvida.
A seleção do modelo que englobasse a geometria da fonte, o tipo de material, os
radioisótopos emissores, o cálculo da previsão de dose para indivíduos da população crítica e
75
uma análise da liberação do solo para atividades humanas, exigiu pesquisa em relação aos
vários códigos computacionais já existentes (Quadro 8) e utilizados por diversas instituições
internacionais e regionais em situações próximas e diversas das pretendidas. No modelo
desenvolvido a fonte não pode ser considerada como pontual, pois dessa forma seria
identificada como uma fonte única ou com extensão insignificante. Fontes pontuais podem ser
modeladas matematicamente através da aproximação por um único ponto matemático,
simplificando o desenvolvimento analítico, sendo comuns em cálculos de radiação
relacionados a Física Médica. A fonte em forma de área ou superfície é utilizada quando duas
dimensões não podem ser desprezadas. Para cálculos de emissões de radiação ionizante do
solo são as opções mais adequadas para simulação, porém exigem cálculos matemáticos
complexos e a utilização de programas computacionais é necessária (YU et al., 2001).
Quadro 8 – Códigos computacionais para simular a exposição ao NORM.
Aplicativo Descrição Ano Geometria Instituição
COMPLY
(IAEA, 2007)
Modelo de verificação de
emissões radioativas
atmosféricas.
1989 Fonte pontual Environmental
Protection Agency
– EPA - EUA
CAP88-PC
(IAEA, 2007)
Modelo de transporte
atmosférico para avaliação
de dose a partir de
emissões radioativas
atmosféricas
1992 Fonte pontual Environmental
Protection Agency
– EPA - EUA
PC-CREAM®
(IAEA, 2007)
Modelo de transporte
atmosférico e aquático para
estimar dose individual e
coletiva devido a descarga
de radionuclídeos no meio
ambiente
1995 Fonte pontual Public Health
England – PHE –
Reino Unido
DOSDIM
(IAEA, 2007)
Calcula a concentração de
radônio-222 no ar
2001 Fonte pontual
ou em forma
de área
IAEA
HYDRUS
(IAEA, 2007)
Modelo de transporte de
radionuclídeos em meio
saturado de resíduos
2001 Fonte em
forma de área
IAEA
RESRAD
ONSITE (Yu, et
al., 2001)
Modelo computacional
para estimar dose e risco a
partir de material residual
radioativo.
1989 Fonte em
forma de área
Argonne National
Laboratory – ANL
– EUA
ERICA (Brown,
et al., 2008)
Sistema computacional
flexível para estimar o
risco radiológico à biota.
2004 Considera as
fontes como
ecossistemas
terrestres e
aquáticos.
Comunidade
Europeia de
Energia Atômica -
EUROATOM
Fonte: O AUTOR (2015)
76
O pacote de aplicativos RESRAD, de forma geral, atende a uma faixa ampla de
situações, cumpre com exigências legais e regulatórias de organismos internacionais como a
IAEA e ICRP, está documentado e o código pode ser solicitado ao Argonne National
Laboratory dos Estados Unidos (O'BRIEN et al., 2009; IAEA, 2007). Especificamente, o
RESRAD foi projetado para avaliar dose, risco de câncer e orientações para liberação do uso
do solo para um receptor local, ou seja, um indivíduo localizado na superfície de um solo com
anomalia ou contaminação radioativa. Além disso, o RESRAD também permite prever o
transporte e o comportamento de radioisótopos primordiais, incluindo aqueles das séries
radioativas, a partir do solo. Uma característica muito importante é que o programa fornece
uma análise ALARA, no esforço de determinar a necessidade de remediação do solo
analisado (YU et al., 2001). O estudo envolveu muitos fatores que precisaram ser
especificados na inserção dos dados no software de simulação. Portanto, o RESRAD foi a
ferramenta escolhida por atender os requisitos solicitados na análise radiológica da área com
anomalia radioativa estudada. Uma informação importante é o fato de que o programa não
tem tradução para o idioma português. Portanto, a execução dos comandos e a impressão de
todos os resultados (relatórios e gráficos) são na língua inglesa.
4.5 O APLICATIVO RESRAD-ONSITE 7.2
Desenvolver uma modelagem no código Resrad Onsite 7.2 apresenta-se como uma
tarefa complexa devido à necessidade de informar cerca de duas centenas de dados
relacionados à geologia, meteorologia e diversas outras propriedades do local que se deseja
estudar em termos radioecológicos. Porém, ao mesmo tempo, o aplicativo apresenta um
ambiente gráfico de fácil instalação e utilização, se caracterizando por funcionar apenas no
ambiente do sistema operacional Windows, sendo desnecessário alterar configurações através
de linhas de código.
O processo de simulação do Resrad Onsite 7.2 tem como objetivo prever a dose futura
a partir da atividade específica de amostras de solo. Além disso, é possível também utilizar o
programa para realizar o processo inverso, definindo uma restrição de dose obter uma
atividade específica futura que não ultrapassará o limite de dose pretendido (Figura 16). Na
primeira situação, o pesquisador insere as atividades específicas para prever a dose para um
indivíduo em um cenário especificado. Essa ideia pode ser definida como cálculo direto. A
outra forma de simular no Resrad Onsite 7.2 é definida como cálculo inverso, no qual se
77
pretende demonstrar a necessidade de remediação do solo devido às concentrações de
radioisótopos existentes.
Fonte: O AUTOR (2018).
O aplicativo foi instalado em uma estação de trabalho HP EliteDesk 705 G2 MINI,
processador AMD Pro A8 – 8600B R6, 10 compute core 4C + 6G de 1,6 GHz de frequência,
com 8 GB de memória RAM instalada (7,42 utilizável). O sistema operacional Windows 7.0
Professional, de 64 bits e com Service Pack 1, já pré-instalado de forma nativa no
equipamento, foi utilizado durante todo trabalho. Esse equipamento foi fabricado no ano de
2015 e para evitar perda de dados, foi utilizado um disco rígido externo da marca Western
Digital com capacidade de armazenamento de 1 TeraByte.
O Microsoft Excel, versão 2010, foi utilizado como aplicativo de consolidação de
todos os valores obtidos através de relatórios de texto como respostas das simulações. O
processo foi executado de forma a importar os dados dos 62 arquivos texto para 62 planilhas
de um arquivo Excel, utilizando o recurso de tabela dinâmica, com o objetivo de resumir
esses dados e gerar tabelas e gráficos.
4.5.1 Verificação e Validação do Resrad
O código computacional Resrad passou por várias análises como garantia de qualidade
dos seus resultados. O programa foi lançado oficialmente em 1989 pela ANL, um centro
multidisciplinar de pesquisas científicas e de engenharia ligado ao DOE. Em 1994, o
programa passou por uma verificação independente da empresa Halliburton NUS Corporation
que emitiu relatório favorável ao uso da ferramenta. No início da década de 1990, o programa
foi analisado por comparação com os seguintes modelos computacionais similares:
NUREG/CR-5512 (KENNEDY, STRENGE, 1992), PRESTO-EPA-CPG (HUNG, 1989),
Atividade específica dos
radionuclídeos
Vias de transferências
ambientais
Dose total
acumulada
Figura 16 – Direção da simulação para o cálculo da dose futura de uma região
radiologicamente anômala.
Limite de dose
especificado
Vias de transferências
ambientais
Atividade
específica
máxima
78
DECOM 2.2 (TILL, MOORE, 1988), GENII (NAPIER et al., 1988), PATHRAE-EPA
(ROGERS, HUNG, 1987). Em 1995, o Resrad foi utilizado em um programa multiagência de
comparação junto com o MEPAS (BUCK et al., 1995) e MMSOILS (EPA, 1992). No período
de 1993 a 1998, o código foi incluído no estudo de validação de códigos computacionais da
IAEA que utilizou dados reais (incluindo dados do acidente de Chernobyl) (YU et al., 1993).
4.5.2 Obtenção do Resrad
O código de simulação Resrad é disponibilizado gratuitamente através do endereço
eletrônico da rede Internet: resrad.evs.anl.gov (Figura 17). Mantido pelo Centro de Pesquisa e
Engenharia da ANL, vinculado ao DOE, o sítio oferece uma família de códigos identificados
como RESRAD, todos desenvolvidos para analisar a exposição à radioatividade antrópica ou
natural.
Figura 17 – Sítio de acesso ao Resrad Onsite 7.2
Fonte: www.resrad.evs.anl.gov
O Resrad-Onsite 7.2 foi desenvolvido como um código de simulação para avaliar a
exposição de seres humanos submetidos à radioatividade proveniente de solos contaminados
ou com anomalias radioativas. Os objetivos desse código computacional são: prever a taxa de
dose equivalente efetiva total em até 9 períodos de tempo distintos; prever em que período
ocorrerá a taxa máxima de dose (pico de dose); prever qual ou quais dos 9 percursos de
exposição humana são mais importantes em relação a essa taxa de dose; verificar a
necessidade de medidas de proteção radiológica de áreas de instalações nucleares desativadas;
79
verificar a probabilidade de aumento de ocorrência de câncer devido a contaminação ou
anomalia do solo e fazer uma análise de sensibilidade sobre os fatores que influenciam nos
resultados obtidos.
O programa encontra-se no sítio indicado acima e é possível obtê-lo de forma fácil
através do link disponível na página. Para obter o programa é necessário fazer um cadastro
simples através de um formulário online e esperar a disponibilização do link com a página de
download. A instalação do aplicativo pode ser executada apenas no ambiente do sistema
operacional Microsoft Windows, portanto sendo bastante simples. A versão instalada foi
Resrad-Onsite 7.2 criada no mês de Julho de 2016. Não houve necessidade de configurações
especiais.
Após a obtenção dos dados, foram definidos e configurados os fatores de importância
para simular as situações do cenário. Esses fatores são variáveis que podem ser modificadas
ou considerados os valores já padronizados no aplicativo.
4.5.3 Parâmetros Utilizados no Resrad Onsite 7.2
A execução de uma simulação no Resrad Onsite 7.2 utiliza em torno de 200
parâmetros como dados base. Alguns desses parâmetros são de fácil obtenção, porém, outros
podem exigir, inclusive, análises experimentais. Devido ao grande número de fatores, Kamboj
e colaboradores (1999) classificaram os parâmetros de acordo com as respectivas
características. Basicamente foram criadas três categorias de fatores: físicos, comportamentais
e metabólicos.
Os parâmetros físicos são todos que permanecem constantes, independente do grupo
crítico considerado no estudo da exposição à radiação ionizante. Um exemplo é a densidade
do solo (g.cm-3
) da área estudada que permanece sempre constante.
Qualquer parâmetro que dependa do comportamento do grupo crítico e da definição
do cenário estudado é considerado um parâmetro comportamental. Pessoas vivendo e
trabalhando numa região rural apresentam hábitos alimentares diferentes em relação a pessoas
que trabalham e vivem num centro urbano.
Os parâmetros metabólicos são aqueles que dependem das características metabólicas
do grupo crítico estudado e independem do cenário de exposição. A taxa de inalação (m3.a
-1)
é um parâmetro metabólico que caracteriza um indivíduo médio do grupo crítico.
É possível que um mesmo parâmetro seja classificado em duas categorias diferentes. A
taxa de erosão do solo da superfície anômala estudada (m.a-1
) é considerada um parâmetro
80
físico e comportamental. Físico porque não importa qual o grupo crítico que habite a
superfície da área, a erosão dependerá sempre das características geográficas e geológicas da
região. Porém, também poderá ser comportamental dependendo da atividade do homem sob o
solo. Quando ocorre situações de classificação em duas categorias diferentes, é necessário
verificar qual delas é a mais importante para a pesquisa.
Yu e colaboradores (2015) utilizam uma classificação mais ampla para os parâmetros
do programa. O apêndice “A” destaca as categorias e alguns dos parâmetros utilizados nesta
pesquisa. Foi utilizada a classificação desses autores por ser mais completa e, de acordo com
dados obtidos da região da cidade de Pedra, alguns dos valores do padrão do programa Resrad
Onsite 7.2 foram modificados. Porém, a maior parte dos valores dos parâmetros já
padronizados foram mantidos, pois não puderam ser coletados na literatura ou em relatórios
de agências oficiais do governo brasileiro, ou não eram pertinentes ao estudo.
O principal fator de entrada para uma simulação é a identificação do radionuclídeo e sua
atividade específica no solo. Consequentemente, foi necessário um estudo qualitativo e
quantitativo do solo analisado, estudo esse executado por Santos Junior e colaboradores
(2010) e Santos Júnior (2009). Os dados relacionados na Tabela 5 do item 4.3 são a base para
a simulação. Portanto, a primeira etapa do processo. Esses dados, apesar de também serem
parâmetros do estudo, não são classificados nas categorias relacionadas acima por serem
essenciais para qualquer uso desejado do código computacional, ou seja, qualquer simulação
só ocorrerá com a identificação dos radionuclídeos e os valores de atividades específicas.
4.5.4 Inserindo os radionuclídeos naturais e suas atividades específicas no Resrad Onsite
7.2
A simulação da previsão de dose acumulada e cálculo da atividade específica máxima
através do Resrad Onsite só pode ocorrer quando são informados os radionuclídeos e suas
respectivas atividades específicas obtidas de amostras de solo da área estudada. O trabalho de
Santos Júnior (2009) forneceu 62 valores de atividade específica dos radionuclídeos 238
U,
232Th e
40K de amostras de solo da região rural do município de Pedra, agreste do estado de
Pernambuco.
A amostra 1 apresentou atividades específicas de 238
U, 232
Th e 40
K com valores
respectivos de 16,6; 38,7 e 298,0 Bq.kg-1
. Esses valores, previamente convertidos para
0,0166; 0,0387 e 0,298 Bq.g-1
, foram utilizados no sistema, após a seleção dos radionuclídeos
(Figura 18), para verificação do comportamento da simulação em termos de tempo de
execução da simulação e a forma de obtenção dos resultados.
81
Fonte: “RESRAD.ONSITE 7.2” (2018).
A inclusão dos radionuclídeos com suas respectivas atividades foi repetida para as
outras 61 amostras restantes. Quando o radionuclídeo pai de uma das séries radioativas é
inserido no sistema, automaticamente são inseridos os radionuclídeos filhos com tempo de
meia-vida menor ou igual a 1 dia. Esse parâmetro define quais são os radionuclídeos
principais e secundários de uma série radioativa, promovendo a utilização do equilíbrio
secular na simulação. É possível observar essa característica quando da inserção do 238
U, onde
ao mesmo tempo, são inseridos o 210
Bi (t1/2 = 5 dias), 210
Pb (t1/2 = 22 anos), 210
Po (t1/2 = 138
dias), 226
Ra (t1/2 = 1600 anos), 222
Rn (t1/2 = 3,82 dias), 230
Th (t1/2 = 7,5 x 104 anos),
234Th (t1/2 =
24,1 dias), 234
U (t1/2 = 2,45 x 105 anos), todos com atividade específica igual a zero (Figura
18). Quando foi inserido o 232
Th, com um valor de atividade específica dentre os 62 valores
obtidos, automaticamente foram inseridos o 228
Ra (t1/2 = 5,75 anos), 228
Th (t1/2 = 1,91 anos) e
o 224
Ra (3,7 dias), também com atividades específicas iguais a zero. Dessa forma, os
radionuclídeos filhos das séries radioativas naturais do 238
U e do 232
Th foram utilizados em
todas as etapas da simulação e os respectivos equilíbrios seculares necessários para a previsão
das concentrações futuras desconhecidas são mantidos. O 40
K decai sem formar série de
decaimento radioativo e, consequentemente, apenas ele surge na lista de fontes a serem
analisadas (Figura 18).
A versão Resrad Onsite 7.2 utiliza como padrão a base de dados com os radionuclídeos
da ICRP 107 (ICRP 2008 – apresenta dados de decaimento de 1.252 nuclídeos de 97
elementos quimicos). Quando o valor do Tempo Limite de Meia-Vida é definido como 1 dia,
Figura 18 – Inserindo os radionuclídeos e suas atividades.
82
o aplicativo trabalha com o maximo de 400 nuclídeos e nesta simulação foram utilizados as
séries do 238
U e do 232
Th, além do 40
K (YU et al., 2018).
4.5.5 Tempo de Exposição até a Dose Máxima
O tempo, em anos, no qual ocorrerá a dose máxima, devido à exposição da população
crítica, foi estimado pelo Resrad Onsite 7.2., como consequência das atividades dos
radionuclídeos estudados e de outros parâmetros informados. Esse tempo foi estimado em um
intervalo de t = 0, ou seja, logo no início da análise radiométrica realizada, até no máximo
100.000 anos. Quando a simulação foi executada, o software destacou nos resultados o pico
de taxa de dose e em quanto tempo depois da medição das atividades esse pico ocorreu.
Gráficos também forneceram estimativas de todos os valores antes e depois do pico de dose.
Para a simulação executada, foi definida a configuração para o tempo médio de vida do
grupo crítico analisado, considerando que o agricultor vive em uma região sem os problemas
dos grandes centros urbanos como por exemplo, a inalação de grande quantidade de poluentes
emitidos para atmosfera a partir de automóveis, fábricas e outras fontes de poluição.
Considerou-se também o fato de se estar trabalhando com radioisótopos primordiais e suas
séries, com tempo de meia da ordem de 109
a 1010
anos, podendo ocorrer contribuições em
períodos de segundos até milhões de anos. Os tempos de exposição para a análise foram então
estabelecidos como 1, 5, 10, 50, 100 anos, de forma a alcançar a população em todas as faixas
de idade e extrapolar os tempos de meia vida de alguns radioisótopos. Dessa forma, ficam
garantidos a obtenção do tempo da ocorrência do pico de dose e a utilização do equilíbrio
secular no cálculo das atividades específicas futuras.
4.5.6 Área e Espessura da Camada de Solo da Região Anômala
A complexidade do problema de modelar e avaliar a transferência de radionuclídeos
naturais do solo por uma série de vias ambientais até atingir o ser humano, exige que
simplificações sejam definidas. Uma primeira simplificação necessária é a consideração de
que os radioisótopos estão distribuídos uniformemente em apenas uma camada de solo. Para
evitar um grande impacto dessa simplificação nos resultados da simulação, é importante que a
amostragem do solo seja representativa da área estudada (ver a Tabela 5), de forma que os
valores da atividade específica dos radionuclídeos apresentem baixa dispersão (YU et al.,
2001).
83
Uma segunda situação na qual é necessário utilizar uma simplificação do problema
real é a questão do programa Resrad Onsite 7.2 permitir caracterizar apenas uma camada de
radioisótopos presentes no solo. Como os radionuclídeos presentes estão distribuídos em
várias profundidades diferentes em relação à superfície, foi necessário utilizar os fatores de
forma de profundidade, discutidos anteriormente na seção 0, considerando uma profundidade
média do solo. Por esse motivo, não foi interessante utilizar atividades específicas de
amostras de rocha para realizar simulações de dose e risco de câncer. Porém, mesmo
utilizando amostra de solo de um único perfil, existe ainda o problema idêntico à questão da
amostragem de rochas que é o fato de uma única amostra de solo não ser representativa de
uma área de grande extensão. São 62 amostras de solo de uma área de 1,7 km2, obtidas de um
horizonte médio de 45 cm da superfície. Portanto, foram obtidas previsões de taxa de dose,
período de ocorrência, atividade específica futura e outros dados, para os três radionuclídeos
estudados e os descendentes de dois deles, em cinco intervalos, variando de 0 a 100 anos e em
9 percursos ou vias de transferência para o ser humano. Foi necessário consolidar essa massa
de dados de maneira organizada e o Microsoft Excel foi selecionado para consolidar as
respostas das simulações.
Foi considerada uma área de 1.700.000 m2 e uma camada uniforme de radionuclídeos
até uma profundidade de 0,45 m da superfície do solo. Com isso, foi considerado que da
superfície (0 cm) até o ponto médio no qual foram recolhidas as amostras, existe uma capa de
solo sem registro da presença de radionuclídeos. Considera-se ainda que a espessura da
camada no qual os radionuclídeos estão distribuídos é de 20 cm. Esses valores foram
utilizados para todos os 62 pontos relacionados na (Tabela 5). Abaixo da camada de 20 cm
que contém os nuclídeos (238
U e descendentes, 232
Th e descendentes e 40
K) é possível
configurar de 0 até 5 camadas de solo seco sobre o lençol freático, porém como não existem
dados sobre essas camadas de solo da região, não foram configurados valores personalizados.
Finalmente, foi possível configurar a camada do lençol freático que pode fornecer água para
os poços existente na região. De acordo com Beltrão e colaboradores (2005), existem 74
pontos d’água, todos com profundidades variando entre 20 a 80 metros. Portanto, foi possível
concluir que o aquífero que fornece água para esses poços estivesse a aproximadamente 80
metros de profundidade do ponto da anomalia radiológica.
Vários outros dados e fatores são modificados de acordo com a posição geográfica do
ponto simulado. Por exemplo, em relação à posição geográfica na qual foi obtida a amostra 1
existe o Rio Ipanema que corre a uma distância de 200 m em relação a esse ponto. Essa
distância é um dado que pode mudar de acordo com o próximo ponto utilizado na simulação,
84
porém foi considerado que, em média, essa é uma distância razoável em relação aos pontos de
coleta de solo.
Os dados de área e espessura da anomalia do solo são utilizados internamente pelo
Resrad Onsite 7.2 em diversos cálculos. Um exemplo é a computação da dose externa devido
à radiação gama direta, que depende basicamente da espessura da camada de solo que contém
os radionuclídeos, da área anômala e da existência de uma camada sem a presença de
radioisótopos naturais emissores gama. Além disso, quanto maior a área com anomalia
radioativa, maior a área para cultivo de culturas e criação de animais, sendo maiores as
possibilidades de transferências através dos diversos percursos ambientais.
4.6 CONSOLIDAÇÃO DOS VALORES RESPOSTAS
Quando a simulação para apenas uma amostra foi executada, os resultados obtidos: pico
de dose, tempo de ocorrência do pico de dose e limite de atividade especifica do solo, não
representaram toda a extensão da área radiologicamente anômala identificada. Portanto, foi
necessário utilizar todas as outras amostras da área estudada. Nesse caso, poderia ter sido
utilizada a amostra com atividade específica máxima, o que não corresponde à realidade da
área estudada, podendo o valor máximo não ser representativo de toda a área. Seria possível
também utilizar a média aritmética ou qualquer outro estimador para reduzir o número de
simulações a apenas uma. Contudo, o uso da média aritmética, sem uma análise estatística
mais detalhada para identificar a distribuição dos valores das atividades específicas obtidas,
não seria indicado porque existiam diversas possibilidades de mascarar o resultado do estudo.
Foi utilizada na pesquisa, a metodologia de executar simulação para cada conjunto de
três amostras. O objetivo desse processo foi o de evitar o aumento de erros, caso fossem
utilizados valores máximos ou médios de atividade específica. Contudo, o método utilizado
exigiu o trabalho posterior de consolidação dos dados.
85
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO
Inicialmente foi obtido o resultado da primeira amostra de código 1 da Tabela 5, para
uma análise das respostas que o aplicativo apresentou em relação à simulação dos três
radionuclídeos primordiais estudados. Na sequência, os valores dos resultados foram obtidos
da execução das outras 61 simulações.
5.1 RESULTADO PARA AMOSTRA 1
5.1.1 Projeção da Taxa de Dose Equivalente Efetiva Acumulada (pico de dose) e da
Fração Limite de Dose
O valor máximo da taxa de dose equivalente efetiva acumulada, pico de dose, obtido
para o primeiro conjunto de atividades específicas dos radionuclídeos (amostra 1: 238
U =
0,016 Bq.g-1
, 232
Th = 0,0387 Bq.g-1
e 40
K = 0,298 Bq.g-1
), foi de 0,19 mSv.a
-1, a ser alcançado
no tempo de aproximadamente 49 anos após a data de início da obtenção das amostras do
solo. Esse valor de taxa de dose está abaixo do valor 0,25 mSv.a-1
, utilizado como referência
de dose máxima para o público em geral, quando da liberação de áreas com anomalias
radiológicas no solo (USNRC, 2018).
Considerando a mistura de radioisótopos estudados do solo anômalo e todos os
compartimentos ambientais, o resultado obtido da taxa de dose equivalente efetiva acumulada
em função dos tempos analisados pode ser visualizado na Tabela 6. Foram definidos nove
períodos de avaliação de dose para encontrar o pico, porém a Tabela 6 apresenta apenas os
períodos nos quais foi possível avaliar a taxa de dose sobre a população adjacente, ou seja, de
0 a 100 anos. Dessa forma, foram calculados para os tempos 0, 1, 5, 10, 50 e 100 anos a taxa
de dose equivalente efetiva total. Na Tabela 6, no tempo t = 0, considerando o início da
pesquisa na região analisada, o valor da taxa de dose total foi de 0,076 mSv.a-1
. Enquanto que
para um tempo estimado em 100 anos, na mesma tabela, a taxa de dose foi estimada como
0,17 mSv.a-1
.
Admitindo-se que os radionuclídeos estão uniformemente distribuídos no solo
analisado, foi projetado o cálculo da fração do limite da dose básica M(t), recebida por um
membro médio do grupo populacional crítico em um momento t seguinte a pesquisa
radiológica. Esse é um valor adimensional calculado como o somatório da razão entre a
86
concentração inicial do iésimo radionuclídeo principal e a estimativa da concentração no solo
para o iésimo radionuclídeo principal (ver a inequação 2).
Tabela 6 – Taxa de dose total equivalente efetiva e a fração limite de dose por tempo de
exposição.
t Ḣ(t) M(t)
0 0,076 0,3
1 0,069
0,28
5 0,071
0,29
10 0,088
0,35
50 0,19
0,78
100 0,17
0,69
t é o tempo de exposição em anos.
Ḣ(t) é a taxa de dose equivalente efetiva acumulada em mSv.a-1
.
M(t) é a fração de dose básica recebida.
Fonte: O Autor (2018).
Os resultados anteriores da estimativa de dose e da fração limite de dose foram para
todos os radionuclídeos e compartimentos ambientais da região estudada. Porém, foi possível
também analisar de forma detalhada ambas as grandezas por radionuclídeo principal e por
compartimento ambiental especificados no modelo. A Tabela 7 representa o resultado da
primeira simulação mostrando esses valores detalhados para o tempo em que a simulação
projetou a dose máxima, ou seja, t ≈ 49 anos.
Os valores apresentados na Tabela 7 não são significativos, porém é fundamental
considerar que foi a análise de apenas um ponto do solo estudado e apenas o tempo de
exposição do pico de dose (t = 49 anos). Para a mesma amostra, considerando os tempos t = 0,
1, 5, 10, 50 e 100 anos, definidos no início da simulação, a dose e a fração de dose
promovidos pelo 40
K, 232
Th e 238
U devido a radiação direta do solo, também apresentam
valores baixos (Tabela 8Tabela 6).
Os valores da Tabela 7 e da Tabela 8 representam todas as possibilidades que a radiação
ionizante natural proveniente do solo, com anomalia em 238
U, 232
Th e 40
K, tem de expor a
população que vive e realiza suas atividades sobre esse solo. Porém, os resultados
representam a contribuição de uma única amostra do solo da região analisada, podendo o
resultado da consolidação das outras 61 simulações formar um quadro mais completo e
significativo para análise do fenômeno.
87
5.1.2 Orientação para Concentração de Radionuclídeo Individual no Solo
Uma abordagem diferente dos resultados obtidos para a primeira simulação é a análise
de qual deve ser a concentração máxima da mistura dos radioisótopos naturais, de forma a
não provocar doses acima do limite de 0,25 mSv.a-1
. Os valores da terceira coluna da Tabela 9
representam a previsão de concentração individual máxima, em Bq.g-1
, no tempo t ≈ 49 anos,
em que ocorre a dose máxima de 0,19 mSv.a-1
para os três radionuclídeos principais. Para se
ter uma estimativa da concentração máxima devido a mistura dos três radionuclídeos, é
necessário fazer a soma das razões, ou seja ∑i [(Si(0)/Gi(tmax)], com os valores da Tabela 9. O
resultado obtido para a mistura de radioisótopos, o valor adimensional 0,82, é interpretado
como um índice que indica a não produção de dose acima do valor limite aceito (0,25 mSv.a-
1), no período de t = 0 até t ≈ 49 anos. Caso o valor calculado ultrapassasse a unidade, seria
um indicador da necessidade de providências protetivas para a população adjacente.
5.1.3 Projeção da Taxa de Dose Equivalente Efetiva Futura (pico de dose) do 226
Ra,
222Rn e
228Ra
A projeção da taxa de dose equivalente efetiva futura para o 226
Ra e 222
Rn, descendentes
importantes do 238
U, e para o 228
Ra, descendente importante do 232
Th, apenas para a simulação
da amostra 1, não apresentou valores significantes nos vários compartimentos ambientais da
área estudada. Para o 228
Ra foi possível observar valores com taxas de doses da ordem de
centésimos de milisievert em alguns compartimentos ambientais, no qual o valor máximo
chegou a 0,029 mSv.a-1
, no compartimento de vegetais, no tempo de exposição de 50 anos
após o início da pesquisa (Tabela 10).
Apesar de apresentar valores não significativos em termos de dose, sempre valores
abaixo de 0,25 mSv.a-1
, o 228
Ra, através dos percursos ambientais solo e vegetais, contribui
para compor o pico de dose no tempo de aproximadamente 50 anos (Figura 19)
88
Tabela 7 - Contribuições da taxa de dose total equivalente efetiva (mSv.a-1
) e da fração limite de dose em compartimentos
ambientais secos e úmidos em t ≈ 49 anos.
Fonte: O AUTOR (2018).
Radionuclídeos Solo Inalação Vegetais Carne Leite
Ḣ M(t) Ḣ M(t) Ḣ M(t) Ḣ M(t) Ḣ M(t)
K-40 2,15x10-8
0,00 1,53x10-12
0,00 5,88x10-9
0,00 6,89x10-9
0,00 2,89x10-9
0,00
Th-232 6,07x10-2
0,31 6,94x10-4
0,00 3,06x10-2
0,15 3,14x10-3
0,01 4,28x10-3
0,02
U-238 7,64x10-5
0,00 2,97x10-6
0,00 6,49x10-6
0,00 2,01x10-6
0,00 4,88x10-6
0,00
Total 6,08x10-2
0,31 6,97x10-4
0,00 3,06x10-2
0,15 3,14x10-3
0,01 4,28x10-3
0,02
Radionuclídeos Água Peixe Vegetais Carne Leite
Ḣ M(t) Ḣ M(t) Ḣ M(t) Ḣ M(t) Ḣ M(t)
K-40 8,41x10-3
0,04 7,82x10-2
0,40 6,96x10-4
0,00 3,62x10-3
0,02 2,77x10-3
0,01
Th-232 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
U-238 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
Total 8,41x10-3
0,04 7,82x10-2
0,40 6,96x10-4
0,00 3,62x10-3
0,02 2,77x10-3
0,01
89
Tabela 8 - Contribuições da taxa de dose total equivalente efetiva (mSv.a-1
) e da fração limite de dose do solo em função do tempo (anos)
e de todos os compartimentos ambientais.
Fonte: O AUTOR (2018).
Tabela 9 – Estimativa do valor da concentração máxima individual no tempo de ocorrência da dose máxima.
Radionuclídeos Concentração Inicial em Bq.g-1
(amostra 1) G(i,tmax)a (Bq.g
-1)
K-40 2,98x10-1
7,95x10-1
Th-232 3,87x10-2
9,54x10-2
U-238 1,66x10-2
4,24x10-2
aG(i,tmax) é o valor de concentração máxima individual de cada radionuclídeo no tempo que ocorre a dose máxima.
Fonte: O AUTOR (2018).
Radionuclídeos t = 0 t = 1 t = 5 t = 10 t = 50 t = 100
Ḣ M(t) Ḣ M(t) Ḣ M(t) Ḣ M(t) Ḣ M(t) Ḣ M(t)
K-40 3,74x10-2
0,49 2,79x10-2
0,40 8,64x10-3
0,12 1,99x10-3
0,02 1,59x10-8
0,00 6,2x10-15
0,00
Th-232 1,99x10-3
0,03 6,64x10-3
0,09 2,72x10-2
0,38 4,54x10-2
0,51 6,06x10-2
0,31 5,15x10-2
0,30
U-238 3,69x10-4
0,00 3,95x10-4
0,00 3,45x10-4
0,00 2,91x10-4
0,00 7,37x10-5
0,00 1,25x10-5
0,00
Total 3,97x10-2
0,52 3,49x10-2
0,49 3,62x10-2
0,50 4,77x10-2
0,53 6,06x10-2
0,31 5,15x10-2
0,30
90
Tabela 10 - Contribuições da taxa de dose total equivalente efetiva do 228
Ra nos compartimentos ambientais secos (mSv.a-1
).
Fonte: O AUTOR (2018).
Tempo (anos) Solo Poeira Vegetais Carne Leite Total
0 1,68x10-3
4,05x10-6
2,58x10-3
1,96x10-4
2,88x10-4
4,75x10-3
1 4,72x10-3
1,14x10-5
7,51x10-3
6,37x10-4
8,07x10-4
1,37x10-2
5 1,33x10-2
3,22x10-5
2,11x10-2
1,89x10-3
2,51x10-3
3,88x10-2
10 1,88x10-2
4,59x10-5
2,94x10-2
2,68x10-3
3,54x10-3
5,45x10-2
50 2,26x10-2
5,87x10-5
2,98x10-2
3,07x10-3
4,08x10-3
5,96x10-2
100 1,94x10-2
3,98x10-5
1,98x10-2
2,03x10-3
2,72x10-3
4,40x10-2
91
.
Figura 19 – Crescimento da taxa de dose total equivalente efetiva (mSv.a-1
) devido ao 228
Ra nos
percursos solo e vegetais.
Fonte: O AUTOR (2018).
5.2 RESULTADOS CONSOLIDADOS DE TODAS AS SIMULAÇÕES
A análise das 62 simulações permitiu uma perspectiva do possível comportamento da
anomalia radiológica do solo da área estudada. Porém, para formar essa perspectiva foi
necessário somar os resultados obtidos a cada simulação executada. Os dados obtidos por
simulação foram copiados para planilhas de cálculo e somados subsequentemente.
5.2.1 Projeção Consolidada da Taxa de Dose Equivalente Efetiva Futura (Pico de Dose)
e da Fração Limite de Dose
Os resultados consolidados obtidos são resultantes de consultas aos arquivos produzidos
após cada simulação executada. Partindo das atividades específicas da amostra 1 até a amostra
62, dos radionuclídeos 238
U, 232
Th e 40
K, foram obtidos os tempos, em anos, em que ocorrem
as doses totais efetivas equivalentes máximas (pico de dose) e também condições para que o
cálculo da Inequação 2, do item 0, que define a necessidade de providências de proteção
92
radiológica, pudesse ser executado e relacionado na última coluna da Tabela 11. As três
últimas colunas correspondem às informações que permitem a análise do terreno estudado.
Examinando a coluna tempo da Tabela 11, representada em unidades anuais, é possível
perceber que entre as doses máximas das 62 simulações, todas têm previsão de ocorrer entre
aproximadamente 45 e 51 anos do início do estudo e com incertezas baixas. É possível
visualizar esses resultados no gráfico de dispersão representado na Figura 20. O eixo
horizontal representa o período em anos no qual ocorrem as taxas de doses máximas e o eixo
vertical representa a taxa de dose máxima para cada uma das simulações. O cálculo do tempo
em que ocorrerá a taxa de dose máxima, sobre o membro da população crítica, depende
basicamente de quatro fatores: da taxa de lixiviação dos radionuclídeos na área estudada; da
taxa de surgimento e decaimento dos radionuclídeos estudados, incluindo a progênie do 238
U
e 232
Th; da taxa de erosão da superfície do solo, da camada na qual repousam os radioisótopos
e, por último, da taxa de transporte dos radioisótopos nos percursos ambientais que compõem
o cenário de exposição. Para efeito de verificar a complexidade dessa análise, é possível
considerar o decaimento de um radioisótopo. No período de 40 a 50 anos o 210
Pb, com tempo
de meia-vida de 22,3 anos, e descendente do 214
Po (≈ 99,96%) e do 210
Tl (≈ 0,04%) na série
do 238
U, em duas meias-vidas, decai completamente e, junto com seus descendentes, é um
forte contribuinte para a dose no intervalo de tempo assinalado.
Considerando os valores máximos e mínimos das atividades específicas dos
radioisótopos, é possível verificar se existe correspondência com os máximos e mínimos das
doses estimadas pelo Resrad. Para o 238
U o valor máximo de atividade específica ocorreu na
amostra 16 e o valor mínimo na amostra 4, com 832,9 e 6,8 Bq.kg-1
respectivamente. Porém,
o pico máximo e mínimo de dose entre as 62 amostras ocorreu nas amostras 47 e 1,
respectivamente (Tabela 11). Em relação ao 232
Th, as atividades específicas máxima e mínima
ocorreram nas amostras 47 e 14, respectivamente. Os valores foram 448,1 Bq.kg-1
para o
máximo e 33,5 Bq.kg-1
para o valor mínimo. Nesse caso, o valor de dose máxima vem da
mesma amostra da atividade específica máxima do 232
Th (amostra 47), porém essa mesma
constatação não foi observada para o valor mínimo. O 40
K mostra valores de atividades
específicas máxima e mínima de 2.274,40 e 298,00 Bq.kg-1
nas amostras 13 e 1,
respectivamente. Nesse caso, o valor da dose equivalente efetiva total mínima vem da mesma
amostra da atividade específica mínima do 40
K, porém o valor máximo de dose não
corresponde à amostra equivalente (Tabela 11). Essas informações demonstram que o cálculo
da dose não tem como base apenas a atividade específica, alimentada no início da simulação,
e sim os diversos fatores simulados no programa.
93
Continua na próxima página.
Os resultados de dose da quinta coluna da Tabela 11 podem ser consolidados e somados
para apresentar uma perspectiva geral da dose na área analisada. Como resultado foi obtida
uma dose equivalente efetiva máxima de 42,87 mSv.a-1
, em um tempo médio t ≈ 48 anos em
relação ao início da pesquisa.
Tabela 11 –Taxa de dose equivalente efetiva total máxima, tempo de ocorrência e soma das
frações da atividade específica.
Amostra Atividade Específica (Bq.kg-1
) Tempo (a) Dose
(mSv.a-1
)
M(t)
238U
232Th
40K
1 16,6±0,4
38,7±0,1 298,0±1,3 48,96±0,1 0,19 0,82
2 15,5±0,4
45,4±0,1 369,7±1,3 49,12±0,1 0,23 0,98
3 23,3±0,5
84,1±0,1 396,0±1,3 47,40±0,1 0,34 1,44
4 6,8±0,4
76,4±0,1 479,9±1,4 48,32±0,1 0,35 1,42
5 18,3±0,4 70,0±0,1 380,2±1,4 47,82±0,1 0,30 1,21
6 117,6±0,2 87,8±0,1 620,5±1,6 48,64±0,1 0,43 1,98
7 229,8±0,1 78,0±0,1 601,9±2,6 48,80±0,1 0,39 2,12
8 20,2±0,5 82,0±0,2 415,7±1,4 47,60±0,1 0,35 1,38
9 12,79±0,6 89,8±0,1 923,6±2,8 49,70±0,1 0,53 2,13
10 67,0±0,2 338,5±0,1 1.401,0±1,7 46,96±0,9 1,33 2,10
11 46,1±0,7 268,3±0,1 1.628,4±8,8 48,22±0,1 1,21 4,97
12 33,80±0,8 66,9±0,1 708,7±1,9 49,73±0,1 0,40 1,60
13 82,0±0,7 194,2±0,1 2.274,0±8,5 49,95±0,1 1,22 5,08
14 23,4±0,7 33,5±0,1 553,6±1,5 51,10±0,1 0,26 1,05
15 25,0±0,7 112,2±0,1 750,0±1 48,55±0,1 0,53 2,12
16 832,9±0,1 144,9±0,2 699,7±2,0 47,06±0,1 0,60 2,42
17 43,2±0,7 150,2±0,1 1.307,9±3,1 49,27±0,1 0,80 3,21
18 16,4±0,7 50,1±0,2 405,6±1,9 49,10±0,1 0,26 1,04
19 16,5±0,4 47,6±0,1 321,1±1,3 48,57±0,1 0,23 0,90
20 38,5±0,9 133,4±0,1 578,5±1,5 47,09±0,1 0,53 2,13
21 29,2±0,7 87,7±0,1 469,6±1,5 47,77±0,1 0,38 1,51
22 25,8±0,7 110,0±0,1 499,6±1,4 47,27±0,1 0,45 1,78
23 15,1±0,6 61,1±0,1 964,8±6,6 50,9±0,1 0,46 1,86
24 46,1±1,1 162,9±0,2 1.091,5±1,8 48,51±0,1 0,77 3,08
94
Continuação da Tabela 11.
Continua na próxima página.
25 55,7±0,8 192,3±0,2 1.075,3±1,6 47,96±0,1 0,84 3,37
26 58,5±0,9 191,8±0,1 1.259,1±2,5 47,96±0,1 0,84 3,36
27 52,4±0,7 146,7±0,1 1.575,1±4,0 49,74±0,1 0,88 3,52
28 33,2±1,1 71,50±0,1 1.032,8±5,0 50,60±0,1 0,51 2,05
29 38,8±0,8 101,6±0,1 642,5±1,4 48,31±0,1 0,47 1,88
30 11,3±0,6 93,1±0,1 855,6±2,7 49,42±0,1 0,51 2,05
31 45,3±0,8 169,1±0,1 1.095,1±4,8 48,40±0,1 0,79 3,15
32 43,7±0,8 137,6±0,1 1.187,2±4,7 49,24±0,1 0,73 2,94
33 32,0±0,9 216,2±0,1 1.034,0±1,5 47,47±0,9 0,89 3,57
34 24,9±1,1 233,4±0,1 1.129,2±1,6 47,46±0,1 0,97 3,87
35 81,4±2,0 99,7±0,1 460,8±1,0
47,28±0,9 0,41 1,63
36 29,4±0,9 115,7±0,1 584,3±1,3 47,59±0,1 0,49 1,95
37 35,7±0,8 168,5±0,1 1.126,3±1,5 48,55±0,1 0,80 3,18
38 30,3±0,8 174,0±0,1 774,5±1,4 47,2±0,1 0,70 2,80
39 44,1±0,7 103,6±0,1 566,0±1,3 47,88±0,1 0,45 1,80
40 57,9±0,8 181,9±0,1 919,6±1,5 47,59±0,1 0,77 3,06
41 38,9±0,7 204,8±0,1 967,1±1,5 47,42±0,1 0,84 3,36
42 47,2±0,8 218,2±0,1 1.080,2±1,6 47,30±0,1 0,91 3,65
43 51,4±0,8 204,3±0,1 1.172,3±1,6 48,05±0,1 0,90 3,62
44 18,1±0,5 242,7±0,1 740,6±1,6 45,99±0,1 0,87 3,48
45 25,0±0,5 178,0±0,6 948,9±1,6 47,77±0,1 0,76 3,06
46 38,6±0,5 337,9±0,2 711,7±1,5 44,78±0,1 1,11 4,46
47 36,2±0,6 448,1±0,2 1.018,8±1,6 45,01±0,1 1,50 6,00
48 33,1±0,7 141,9±0,1 712,2±1,6 47,57±0,1 0,60 2,38
49 38,7±0,7 168,1±0,1 946,2±1,7 47,99±0,1 0,74 2,95
50 57,4±0,9 179,0±0,1 917,6±1,5 47,63±0,1 0,76 3,03
51 23,6±0,7 106,5±0,1 535,0±1,4 47,58±0,1 0,45 1,79
52 44,7±0,8 209,8±0,1 884,4±1,6 47,03±0,1 0,83 3,31
53 39,6±0,6 353,1±0,2 916,3±1,5 45,46±0,1 1,22 4,87
54 54,3±1,4 182,2±0,2 590,3±1,4 46,17±0,1 0,66 2,75
55 48,0±1,5 218,0±0,1 1.057,3±1,7 47,48±0,1 0,90 3,62
56 29,4±0,6 133,2±0,1 1.300,7±6,1 49,56±0,1 0,76 3,03
57 52,5±1,0 209,7±0,1 1.201,8±2,3 48,04±0,1 0,93 3,71
95
Continuação da Tabela 11.
58 53,2±0,8 199,8±0,1 1.064,8±1,5 47,76±0,1 0,86 3,43
59 39,4±1,0 219,4±0,1 1.172,3±1,8 47,78±0,1 0,94 3,77
60 32,9±1,0 175,4±0,1 986,0±1,6 47,99±0,1 0,77 3,08
61 48,9±0,8 303,3±1,1 1.304,6±1,7 47,12±0,1 1,21 4,82
62 24,4±0,6 224,4±0,2 482,0±1,4 44,84±0,1 0,74 2,97
Fonte: O AUTOR (2018).
A taxa de dose equivalente efetiva máxima variou de 0,19 a 1,5 mSv.a-1
(Tabela 11 e
Figura 20). Dos 62 resultados obtidos para a taxa de dose máxima futura, 59 ultrapassaram o
valor de 0,25 mSv.a-1
. O valor máximo da taxa de dose futura, 1,5 mSv.a-1
resultante da
simulação nº 47 na Tabela 11, representa um aumento de seis vezes no valor limite definido
para a exposição à radiação ionizante que é de 0,25 mSv.a-1
. O segundo maior valor, 1,33
mSv.a-1
, resultado da simulação nº 10, representa mais de cinco vezes o valor limite. O valor
mínimo de taxa de dose estimado, 0,19 mSv.a-1
, amostra 1, corresponde a 76% do valor
limite. É possível ainda observar que sete valores de taxa de dose equivalente efetiva estão
acima de 1.0 mSv.a-1
no intervalo entre 40 e 60 anos da projeção futura. Esses resultados
destacam uma preocupação em termos de proteção radiológica.
Fonte: O AUTOR (2018).
Figura 20 – Representação da taxa de dose total equivalente máxima por tempo de ocorrência.
96
A taxa de dose equivalente efetiva máxima e o fator de atividade específica máxima
ocorrem na amostra de número 47, com os valores 1,5 mSv.a-1
e 6,0, respectivamente.
Observa-se que 59 valores dos fatores de atividade, M(t), apresentaram resultados acima de
um, indicando a necessidade de medidas protetivas contra a radiação ionizante do solo. Além
disso, nota-se que esses valores, calculados a partir da inequação 2 da Seção 0, acompanham
as variações dos valores de taxa de dose equivalente efetiva máxima (Figura 21). No gráfico
de linhas da Figura 21, o eixo vertical esquerdo representa os fatores de atividade específica
máxima (variando de 0 até 7) e o eixo vertical direito, representa a taxa de dose (variando
entre 0 e 1,6). As duas curvas quase se sobrepõem, demonstrando que as doses evidenciam a
necessidade de medidas de proteção contra a radiação natural que expõe a população da área.
Foram colocados, na Figura 21, apenas rótulos para os picos de dose acima de 1,0 mSv.a-1
como referência visual.
Não existem dados comparativos de dose equivalente efetiva futura que possam ser
utilizados para corroborar os valores obtidos. Santos Júnior (2010, 2009), utilizando as
atividades médias do 238
U, 232
Th e 40
K de amostras de solo obtidas da mesma região, calculou
a taxa de dose equivalente efetiva devido à radiação gama natural a 1 metro de altura em
relação à superfície do solo, obtendo valores no intervalo de 0,057 a 0,6 mSv.a-1
. Quando
verificou quais os radioisótopos naturais com maior influência no cálculo dessa dose, esse
autor observou que o 232
Th e sua série apresentaram uma participação de 49,9% no cálculo,
seguido pelo 40
K com 35,7% de participação e com uma menor influência, o 238
U e sua série
que contribuíram com apenas 14,4%. Considerando amostras de solo e rochas da região
anômala, Santos Júnior (2010, 2009) estimou uma taxa de dose equivalente efetiva superior a
43,0 mSv.a-1
, valor esse que se aproxima de 42,87 mSv.a-1
proveniente apenas das atividades
de amostras de solo da região, considerando a contribuição de todos os percursos ambientais e
uma estimativa para um tempo de exposição médio de t ≈ 48 anos.
5.2.2 Concentração Máxima Consolidada dos Radionuclídeos no Solo
A última coluna da Tabela 11 relaciona um valor adimensional utilizado como
parâmetro de decisão em relação à liberação do uso do solo da região em termos de proteção
radiológica. De acordo com a inequação 2 do item 0, caso o valor calculado das frações de
atividade seja menor ou igual a unidade, então não haverá necessidade de medidas restritivas
na região analisada, pois a soma das concentrações dos radionuclídeos não é suficiente para
promover uma dose maior que o valor de 0,25 mSv.a-1
.
97
Figura 21 –Fator de atividade específica máxima (adimensional) e taxa de dose máxima total
(mSv.a-1
) por número da amostra.
Fonte: O AUTOR (2018).
Apenas três valores resultantes da terceira coluna na Tabela 11 foram menores que a
unidade. Consequentemente, 59 valores indicam que a área precisa ter restrições em termos
de proteção radiológica (Figura 22).
98
Figura 22 – Dispersão do somatório das frações das atividades específicas.
Fonte: O AUTOR (2018).
99
6 CONCLUSÕES
Toda causa produz seu efeito, porém a relação causa-efeito muitas vezes não é nem
linear e muito menos explícita. Os radionuclídeos naturais primordiais que fazem parte da
composição da crosta terrestre possuem essa característica de causa-efeito não linear e não
explícita. Este trabalho procurou identificar, primeiro modelando a situação problema devido
ao fenômeno natural da radioatividade do solo decorrentes do decaimento do 238
U e
descendentes, 232
Th e descendentes e 40
K; depois, através de simulações utilizando um
programa existente, selecionado dentre diversas ferramentas computacionais disponíveis; a
taxa de dose equivalente efetiva total futura e a transferência dos radionuclídeos para a
população adjacente. Os efeitos devido a essa exposição não são imediatos e por
consequência o trânsito causa-efeito escapa à percepção do pesquisador, influenciando
fortemente a obtenção de conclusões. Porém, através dos resultados obtidos e discussões
realizadas, este trabalho permitiu avaliar efeitos futuros da exposição à radiação ionizante
sobre os seres humanos, até o momento não verificados cientificamente.
6.1 O RESRAD ONSITE 7.2
Neste trabalho, o programa Resrad Onsite 7.2 apresentou-se como adequado para
efetivar o modelo computacional desenvolvido na região de estudo. Além disso, o código
possui a capacidade de lidar com os diversos parâmetros que envolvem a complexidade das
pesquisas radioecológicas. Porém, é de grande significância, para a obtenção de resultados
com maior acurácia, a realização de estudos que venham a permitir a utilização de fatores de
referência específicos da área estudada. Um exemplo foi a utilização em todas as simulações e
para todos os nuclídeos (40
K, 232
Th e 238
U) de valores de coeficiente de distribuição Kd
divulgados e aceitos como valores mais adequados para o estudo executado utilizando o
Resrad.
Uma conclusão fundamental obtida com a utilização do Resrad Onsite 7.2 como
ferramenta de análise de risco radiológico é que, apesar da grande complexidade do problema,
que produz limitações no próprio código computacional, o aplicativo apresenta grande
facilidade na sua utilização.
100
6.2 A PROJEÇÃO DA TAXA DE DOSE
A análise da projeção da taxa de dose para a mistura de radionuclídeos de 62 amostras
de solo com anomalias relativas às concentrações de 238
U, 232
Th e 40
K permitiu concluir que o
Resrad Onsite 7.2 não relaciona as atividades específicas máximas ou mínimas com as doses
máximas ou mínimas estimadas. Porém, é possível identificar quais radionuclídeos e
percursos ambientais que mais contribuíram para a taxa de dose equivalente efetiva máxima
da região analisada. As coletas das amostras de solo começaram no ano de 2004,
considerando esse ano como o tempo t = 0, decorridos aproximadamente 48 anos, ou seja, no
ano de 2052, a previsão de dose para a região é de 42,87 mSv.a-1
, um valor muito
significativo, principalmente produzido pela radiação gama do solo e que pode provocar
efeitos deletérios preocupantes para a população exposta.
6.3 A CONCENTRAÇÃO MÁXIMA DOS RADIONUCLÍDEOS NO SOLO
Os resultados demonstraram que 59 amostras tiveram valores de fatores de atividade
específica com perspectiva de produzir taxas de dose acima de 0,25 mSv.a-1
no período de t =
0 até t = 50 anos. Esse fato, em conjunto com uma perspectiva de taxa de dose futura no valor
de 42,87 mSv.a-1
, indica que medidas de proteção deverão ser tomadas no sentido de mitigar a
exposição à radiação ionizante sobre a população adjacente.
101
7 PERSPECTIVAS OU GRANDES DESAFIOS
A pesquisa desenvolvida e descrita neste trabalho apresenta diversas perspectivas no
sentido de acrescentar novos dados no momento de programar uma simulação no aplicativo
Resrad Onsite 7.2. A maior parte dos parâmetros utilizados neste trabalho foram aqueles
sugeridos e/ou utilizados por organizações que regulam os níveis de exposição dos seres
humanos à radiação ionizante, portanto pesquisas que possibilitem obter novas características
do solo e da população adjacente são indicadas para promover novos entendimentos sobre o
fenômeno.
Estudos sobre o aumento do risco de câncer para a população que vive sobre solos com
anomalias de minério de urânio, normalmente acompanhado de minério de tório e potássio,
trazem muitas incertezas. Porém, o modelo desenvolvido neste trabalho permite a utilização
dos valores de atividade específica de solos anômalos para verificar esse efeito. Esses estudos,
entretanto, devem ocorrer paralelamente a estudos epidemiológicos.
Um grande desafio após a conclusão deste trabalho é a definição de indivíduos de
referência caracterizando a população das regiões estudadas. Homens, mulheres, crianças
(variando faixas etárias de 0 a 17 anos) e fetos precisam ser caracterizados no âmbito dos
hábitos, costumes, localização geográfica, fisiologia e anatomia do ser humano da região do
agreste nordestino.
Um estudo imprescindível para obtenção de previsões mais próximas da realidade é o
cálculo dos valores dos coeficientes de distribuição Kd para os solos nos quais foram obtidas
as concentrações de atividade dos radionuclídeos estudados.
A utilização do recurso de análise de sensibilidade dos fatores utilizados no programa
Resrad Onsite 7.2 é fundamental para complementar o estudo realizado. A análise de
sensibilidade proverá substancial informação para destacar quais os dados que o pesquisador
deverá considerar como os mais importantes na análise e escolher quais devem variar de
forma a fornecer simulações mais precisas.
O grande desafio do Grupo de Pesquisa RAE é desenvolver uma solução com foco nas
necessidades das pesquisas realizadas no âmbito dos objetivos do grupo. O Resrad Onsite 7.2
é uma ferramenta indicada para análise de resíduos existentes na matriz solo principalmente
quando ocorrem anomalias e/ou contaminação de NORM ou TENORM. Para as pesquisas
desenvolvidas pelo RAE, a possibilidade de inserir dados de outras matrizes diferentes como
rocha, água, alimento e outros materiais, como ponto de partida da análise, seria de grande
102
importância. Outra configuração a ser desenvolvida para a solução do Grupo RAE é a
apresentação em língua portuguesa.
103
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113
Continua na próxima página.
APÊNDICE A – LISTA CATEGORIZADA DOS PARÂMETROS UTILIZADOS
PELO RESRAD ONSITE 7.2
Parâmetros
Hidrogeológicos (16 parâmetros) Densidade do solo
Porosidade total do solo
Porosidade efetiva
Condutividade hidráulica
Parâmetro b exponencial específico do
solo
Taxa de erosão
Gradiente hidráulico
Extensão da zona anômala paralela ao
fluxo do aquífero
Área da bacia hidrográfica de córrego ou
lagoa próxima
Taxa de alimentação do lençol freático
Profundidade da captação de água de
poço
Espessura da camada insaturada não
anômala
Coeficientes de distribuição
Taxa de lixiviação
Teor volumétrico de água
Capacidade de campo ou retenção
específica
Metereológicos (06 parâmetros) Taxa de pecipitação
Coeficiente de escoamento
Coeficiente de evapotranspiração
Taxa de irrigação
Velocidade anual média dos ventos
Carga em massa de inalação
Emanação do radônio (03 parâmetros) Coeficiente de difusão efetiva do
114
Continuação do Apêndice A.
Continua na próxima página.
radônio
Coeficiente de difusão do radônio
Dimensão vertical de mistura do radônio
Construções (07 parâmetros) Taxa de troca média de ar
Altura do pé direito da construção
Fator de área interna da construção
Espessura das fundações da construção
Profundidade das fundações abaixo do
solo
Fator de filtração para o percurso de
inalação
Fator de blindagem para radiação gama
externa
Plantações e pecuária (06 parâmetros) Profundidade das raízes
Taxa de consumo de água do gado de
corte e leiteiro
Fator de transferência para plantas
Fator de transferência para carnes
Fator de bioacumulação para organismos
aquáticos
Ingestão dos humanos (08 parâmetros) Taxa de consumo de água de beber
Taxa de inalação
Taxa de ingestão de solo e poeira
Taxa de consumo de alimentos aquáticos
Taxas de consumo de frutas, vegetais e
grãos
Taxa de consumo de vegetais folhosos
Taxa de consumo de carnes e aves
Taxa de consumo de leite
115
Continuação do Apêndice A.
Fonte radiológica (04 parâmetros) Área da zona anômala
Espessura da camada anômala
Profundidade da camada superficial
Fator de forma
Diversos (06 parâmetros) Limite de dose de radiação
Concentração do radionuclídeo na água
de subsolo
Tempo decorrido de colocação do
resíduo no solo
Concentrações dos radionuclídeos
principais
Fração do tempo gasto dentro das
residências
Fração do tempo gasto fora das
residências
Fonte: O AUTOR (2018).